Estimativa de perda de cobertura vegetal

Transcrição

Natureza & Conservação
Outubro 2006. vol.4. nº 2. Fundação O Boticário de Proteção à Natureza
Natureza & Conservação. Curitiba-PR. v.4 nº2. pp 1-224. Outubro 2006
ISSN 1679-0073
Expediente
Revisão de idioma (português)
Jan Gerd Schöenfelder
Revisão de idioma (inglês)
Maísa Guapyassú
Tradução Português/Inglês e
Inglês/Português
Arabera Traduções
Supervisão gráfica
Daniélle Carazzai
Editoração:
SK Editora Ltda.
Impressão:
Oficina do Impresso
Tiragem
1.200 exemplares
A Revista Natureza & Conservação
é totalmente impressa em papel 100%
reciclado off set alcalino com 25% de
aparas pós-consumo, nas gramaturas
90 e 150 g/m2 . Esta é uma opção da
Fundação O Boticário de Proteção à
Natureza que está diretamente
relacionada com o compromisso da
organização em proteger a natureza.
Fotos capa:
Haroldo Palo Jr.
Arara-azul
(Anodorhynchus hyacinthinus): é o maior representante da família dos Psitacídeos, alcançando 1,5 metros de altura. Vive nas
bordas de matas e copas de árvores, apenas
nidificando em cavidades natural de uma
espécie de árvore, o manduvi (Sterculia
apelata). A ave está ameaçada de extinção,
devido ao comércio ilegal de animais vivos e a destruição de hábitats
devida a incêncios e desmatamento
Pantanal
Maior área alagável do planeta com maior
concentração de fauna do Basil. Abrange
185 mil km2, dos quais 150 mil encontramse em território brasileiro, nos estados de
Mato Grosso e Mato Grosso do sul.
Fotos internas:
Gustavo Gatti e Haroldo Palo Jr.
Fundação O Boticário
de Proteção à Natureza
Rua Gonçalves Dias, 225. Batel.
Curitiba – Paraná – CEP 80240-340
Fone: +55 41 3340-2636
Fax: +55 41 3340-2635
e-mail: [email protected]
http://www.fundacaoboticario.org.br
Corpo Editorial de Natureza & Conservação
COMITÊ EXECUTIVO
Fundação O Boticário de Proteção à Natureza: Miguel Serediuk Milano – Editor; Maísa Guapyassú; Leide Yassuco Takahashi; Maria de
Lourdes Nunes, Laurenz Pinder
CONSELHO EDITORIAL
Alfred Runte – Pesquisador Autônomo – EUA; Carlos Firkowski – Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brasil; Cláudio Valladares Pádua
- Universidade de Brasília (UNB) – Brasil; Fabio Olmos – Pesquisador Autônomo – Brasil; Fernando Fernandez - Universidade Federal do Rio
de Janeiro (UFRJ) – Brasil; George Wallace – Colorado State University – EUA; Glenn Haas – Colorado State University – EUA; Gustavo
Fonseca - Conservation International – EUA; Ibsen de Gusmão Câmara – Rede Nacional Pró-Unidades de Conservação – Brasil; John Terborgh
– Duke University – EUA; Katrina Brandon - Conservation International – EUA; Kent H. Redford – The Wildlife Conservation Society – EUA;
Kenton R. Miller – World Resources Institute- EUA; Leide Yassuco Takahashi – Fundação O Boticário de Proteção à Natureza – Brasil; Marc
Douroujeanni – Fudação Pro-Naturaleza – Peru; Mauro Galetti – Universidade Estadual Paulista – (UNESP-Rio Claro) – Brasil; Miguel
Serediuk Milano – Fundação O Boticário de Proteção à Natureza; Patrick Tierney – San Francisco State University – EUA; Paulo Kageyama –
Universidade de São Paulo (ESALQ) Brasil; Peter Grandsen Crawshaw Jr – IBAMA – Brasil; Richard Primack – Boston University - EUA
COMITÊ EDITORIAL
Ademir Reis – Universidade Federal de Santa Catarina (UFSC) – Brasil; Adriana Maria Zalla Catojo Rodrigues Pires - Universidade Federal
de São Carlos (UFSCAR) – Brasil; Anthony Brome Rylands - Conservation International – EUA; Antonio Solé Cava - Universidade Federal
do Rio de Janeiro (UFRJ)– Brasil; Armando Cervi - Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brasil; Carlos Peres – University of East Anglia
– Reino Unido; Cristina Myiaki - Universidade de São Paulo (USP)– Brasil; Efraim Rodrigues – Universidade Estadual de Londrina (UEL) –
Brasil; Emygdio Leite de Araújo Monteiro Filho - Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brasil; Érica P. Caramaschi - Universidade
Federal do Rio de Janeiro (UFRJ)– Brasil; Everton Passos – Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brasil; Francisco Manuel de Souza
Braga - Universidade Estadual Paulista (UNESP-Rio Claro) – Brasil ; Frederico Pereira Brandini – Universidade Federal do Paraná (UFPR) –
Brasil; Gunars Hauff Platais – Banco Mundial – EUA; James J. Roper – Pesquisador autônomo – EUA; Jane Maria Vasconcellos –
Pesquisadora Autônoma – Brasil; Jaqueline Maria Goerck - Birdlife International do Brasil – Brasil; Jean Paul Metzger – Universidade de São
Paulo (USP) – Brasil; José Salatiel Rodrigues Pires – Universidade Federal de São Carlos (UFSCAR) – Brasil; Letícia Peret Antunes Hardt –
Pontifícia Universidade Católica do Paraná (PUC-PR); Luciano M. Verdade - Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz (ESALQ) – USP
– Brasil; Luiz dos Anjos – Universidade Estadual de Londrina (UEL) – Brasil; Luiz Carlos de Miranda Joels – Ministério da Ciência e
Tecnologia (MCT) – Brasil; Marcos Rodrigues – Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG) – Brasil; Marcelo Tabarelli – Universidade
Federal de Pernambuco (UFPE) – Brasil; Márcia Cristina Mendes Marques - Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brasil; Maria Cecília
Martins Kierulff – Conservation International do Brasil – Brasil; Milton Kanashiro – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (EMBRAPA) – Brasil; Paulo dos Santos Pires – Universidade do Vale do Itajaí (UNIVALI) – Brasil; Pedro F. Develey - Birdlife International do Brasil –
Brasil; Sandro Menezes Silva – Conservation International do Brasil – Brasil; Sérgio Lucena Mendes – Universidade Federal do Espírito Santo
(UFES) – Brasil; Stuart Marsden – Manchester Metropolitan University – Inglaterra; Teresa Cristina Magro – Escola Superior de Agricultura
Luiz de Queiroz (ESALQ) – USP – Brasil; Virgílio Maurício Viana - Universidade de São Paulo (ESALQ)– Brasil; Wesley R. Silva Universidade Estadual de Campinas (UNICAMP) – Brasil; William E. Magnusson – Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia (INPA)
Brasil; William Laurance – Smithsonian Tropical Research Institute - EUA
Objetivos
Em sintonia com sua missão de conservação da natureza, a Fundação O
Boticário de Proteção à Natureza publica Natureza & Conservação, que
apresenta textos de caráter científico, filosófico e técnico, abordando temas
relacionados à biologia da conservação, manejo de áreas naturais protegidas
e ética ambiental, entre outros. Natureza & Conservação é um periódico semestral bilíngüe (português e inglês) que tem por objetivo promover discussões, disseminar idéias e apresentar resultados de pesquisas voltadas à
conservação da natureza com enfoques locais, regionais, nacionais e globais.
Não existem restrições com relação aos potenciais autores a serem publicados
em Natureza & Conservação; no entanto, os artigos devem estar diretamente
relacionados com a conservação da natureza.
Envio de artigos
Todas as contribuições, incluindo artigos, livros para resenha e informações para a seção de notas devem ser enviados em meio digital ao
Comitê Executivo de Natureza & Conservação, preferencialmente em inglês e português, para natureza&[email protected],
ou via correio para Rua Gonçalves Dias, 225. Batel, Curitiba, Paraná,
80240-340, Brasil.
O Conselho Editorial se reserva o direito aceitar os artigos para a publicação,
após a revisão por especialistas que compõem o Comitê Editorial da Revista.
A Fundação o Boticário de Proteção à Natureza detém os direitos do material publicado.
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não sendo permitido seu uso para fins comerciais, sem autorização expressa da Fundação O Boticário de Proteção à Natureza.
Indexações e base de dados
Natureza & Conservação está nos seguintes indexadores:
Periodica
CABI International
Latindex
Qualis B na área de Ciências Agrárias da CAPES.
Qualis B na área de Ecologia e Meio Ambiente da CAPES.
Qualis B na área de Conhecimento Multidisciplinar da CAPES.
9
Alguns comentários sobre Lei de Gestão de
Florestas Públicas
Ibsen de Gusmão Câmara
Ponto de Vista
11
24
Como lidar com a regras pouco óbvias para
conservação da biodiversidade em paisagens
fragmentadas
Jean Paul Metzger
Estudo comparativo entre as listas global,
nacional e estaduais de aves ameaçadas no
Brasil
Frederico Innecco Garcia – Miguel Ângelo
Marini
Artigos Técnico-Científicos
50
67
77
Estimativa de perda de cobertura vegetal
original na Bacia do alto Paraguai e Pantanal
brasileiro: ameaças e perspectivas
Mônica Barcellos Harris – Claudia Arcângelo
– Elaine Cristina Teixeira Pinto – George
Camargo – Sandro Menezes Silva
Avaliação da idade das árvores usadas como
ninho da arara-azul no Pantanal matogrossense
Antônio dos Santos Júniior – Iria Hiromi Ishii
– Neiva M. R. Guedes – Fernando lara R. de
Almeida
Seleção de Áreas Prioritárias para a
Conservação em Paisagens Fragmentadas:
Estudo de Caso nos Campos Gerais do
Paraná
Carlos Hugo Rocha
Resenha
100 “Não verás país nenhum”
Por Ana Cristina Suzina
102 Valuing Ecosystems Services: Toward Better
Environmental Decision-Making
Por Ricardo Y. Tsukamoto
104 Agenda
106 Instruções Gerais para Autores
Reflections
123 Some comments about the public forest
management law
Point of View
125 How to deal with non-obvious rules for
biodiversity conservation in fragmented areas
Jean Paul Metzger
138 Comparative study between the global,
national and state list of threatened birds in
Brazil
Marini
Technical – Scientific Articles
164 Estimated loss of natural cover in Upper
Paraguay River Basin and the Brazilian
Pantanal
Mônica Barcellos Harris – Claudia Arcângelo –
Elaine Cristina Teixeira Pinto – George
180 Appraisal of the age of the trees used as nests
by Hyacinth Macaw in the Pantanal, Mato
Grosso
Antônio dos Santos Júnior – Iria Hiromi Ishii –
Neiva M. R. Guedes – Fernando lara R. de
Almeida
189 Selection of Priority Areas for Consevation
in Fragmented Landscapes: Case Study in
Paraná State “Campos Gerais”
Carlos Hugo Rocha
Book Reivew
212 “Não verás país nenhum” (You Won’t See
Any Contry)
By Ana Cristina Suzina
By Ricardo Y. Tsukamoto
216 Datebook
218 General guidelines to
contribuitors
Sumário / Contents
Reflexões
Editorial
sonhados como uma solução ambiental planetária ou, no mínimo, uma consistente alternativa à queima de combustíveis fósseis que é
a principal vilã dos câmbios climáticos que já
nos afetam, tendem mais para pesadelo ambiental. Afinal, no Brasil, já constituem a nova
grande justificativa para mais destruição dos
ecossistemas naturais, além de severa preocupação quanto à forma em geral ineficiente de
gestão dos empreendimentos industriais associados. A tendência de expansão das monoculturas do chamado agronegócio, portanto,
não apenas continua como ganha força.
Dominando as paisagens antes ricas em biodiversidade paira a sombra funesta da expansão dos cultivos de soja, milho, cana-de-açúcar e mamona, além da pecuária de exportação. Enfim, os negócios associados aos biocombustíveis e a exportação de carnes, considerados a nova panacéia para todos os
males do Brasil e efetivados sem quaisquer
planos consistentes e medidas efetivas para
mitigação dos seus impactos, tendem a empurrar o País ainda mais à pobre condição de
produtor e exportador de comodities e os custos de todas as externalidades ambientais
decorrentes. Repete-se, portanto, o modelo
consagrado desde a época das capitanias
hereditárias do Brasil Colônia – aliás, alguns
estados continuam com seus donatários, que
prosseguem jogando os dados no jogo do
poder estadual.
Caro leitor
Chegando junto com o resultado das eleições
no Brasil, o oitavo número de Natureza &
Conservação traz consigo a constatação de
que a já bem conhecida orientação política desenvolvimentista, de crescimento econômico
a qualquer custo, vai continuar dominar o cotidiano brasileiro. Do executivo federal aos
executivos estaduais, sem quaisquer exceções
dignas de menção, podemos esperar tudo pelo social e o econômico de curto prazo. Não
há, também, quaisquer novidades minimamente otimistas no âmbito legislativo, quer
no nível federal ou das assembléias legislativas estaduais.
Não obstante a profusão de relatórios técnicos, artigos científicos, livros e toda sorte de
material alertando para a proximidade de
uma crise ambiental de proporções planetárias e sem antecedentes desde a existência da espécie humana, constata-se com tristeza que a conservação da natureza continua
fora das prioridades e sendo considerada
apenas sob um “discurso equivocado” de
uma minoria. Não é muito diferente a forma
de encarar o planejamento e a gestão ambiental de empreendimentos públicos e privados,
quer no âmbito dos processos envolvidos como das opções locacionais. Continuará a sobrecarga sobre a biodiversidade e os ecossistemas brasileiros, que têm arcado com os ônus
das tentativas inconsistentes de resolver os
problemas sociais e econômicos do País.
Enfim, a ameaça a todos os ecossistemas continua, e vai se tornando maior na medida em
que se solidifica e ganha corpo a falsa idéia de
um desenvolvimento perene sustentado pela
natureza, num processo absurdo que qualquer raciocínio econômico derrubaria em
meio parágrafo caso se tratasse de um empreendimento tradicional: um “desenvolvimento” cuja base de funcionamento é a dilapidação do capital que deve mantê-lo. Dentre
os ecossistemas que mais vêm sofrendo
pressão é o Pantanal Brasileiro – e na maioria
das vezes uma pressão subreptícia, escondida
na idéia que parece gravada a fogo na mente
de cada brasileiro: a idéia de “berço esplêndido” e de maravilha da natureza. Quem conheceu o Pantanal há muito tempo e o vê hoje sabe
Os biocombustíveis (etanol e biodiesel),
Editorial
6
Natureza & Conservação - vol. 4 - nº2 - Outubro 2006 - pp. 6-8
Editorial
que muita coisa mudou. E mudou para pior,
embora cada vez mais seja destino de uma
multidão crescente de turistas, algo explicável porque outros destinos ainda estão mais
para pior.
para dar lugar ao pasto para o gado e à soja.
As carvoarias vêm transformando em carvão
suas árvores e arbustos. Indústrias vêm se
instalando, planos de expansão hidroviária e
de gasodutos vêm acontecendo sem preocupações do Estado que não sejam meramente
burocráticas ou pró-forma quanto aos efeitos
sobre os sistemas ecológicos que são os responsáveis pelo Pantanal ser o que é, ou o que já foi
um dia.
As pressões da economia globalizada associadas à falta de adequado planejamento, de
fiscalização, de integração entre as diversas
instâncias do poder público vêm se fazendo
sentir na região, de características naturais
ímpares e elevada fragilidade, dada à complexidade de relações ecológicas que mantém
os ecossistemas locais funcionando. Quem
me lê deve estar com uma sensação de
déjá-vu: “nossa, já li isso em algum lugar”. E
com certeza já leu algo bem parecido relacionado à Floresta Atlântica, hoje restrita a
quase nada do que já foi; em relação à
Floresta com Araucárias da qual só restam
mortos-vivos, tristes lembranças de um ecossistema condenado ao desaparecimento; ao
Cerrado, cada vez mais transformado em
grandes monoculturas; à Caatinga, centenariamente explorada, espoliada e depreciada; à
Floresta Amazônica, para a qual o governo
celebra a redução de cerca de cinqüenta por
cento na taxa anual de desmatamento em relação ao ano anterior, celebração que significa
apenas que reduzimos a velocidade do seu
fim, em vez do fim da destruição. A estes biomas símbolos da identidade nacional, uns
destruídos outros ameaçados de tanto, somase agora o Pantanal.
Este número de Natureza & Conservação traz
dois artigos que falam do Pantanal, ambos
trazendo informações que nos fazem pensar.
Um deles, de Mônica Harris e colaboradores,
fala do desmatamento do Pantanal e das perspectivas de sua conservação diante do
quadro ali instalado: muda-se o sistema de
criação de gado, explora-se carvão, autorizase oficialmente o desmatamento, que nos 87
municípios que compõem a Bacia do Alto
Paraguai já destruiu mais da metade da vegetação original em 59 deles, mais de 80 % em
outros 22, e mais de 90% em outros 19 municípios.
O outro artigo, de Antônio dos Santos Jr. e colaboradores, que se apresenta sob um título
que parece interessar apenas a quem estuda
aves ou árvores (“Avaliação da idade das árvores usadas como ninho da arara-azul no
Pantanal mato-grossense”) fecha o zoom em
uma situação que descreve o aumento da
ameaça a uma ave em perigo, que tem como
causas os mesmos problemas apontados no
primeiro artigo citado: a modificação acelerada de hábitats numa região com ritmo e ciclos
próprios. Esse artigo traz também números
que nos fazem pensar: para serem usadas como ninho das araras, os manduvis devem ter,
no mínimo, 60 anos de idade. Como é analisar esse fato à luz de desmatamento crescente? Será que os manduvis jovens serão
longevos o suficiente para ter cavidades-ninho para as araras azuis? E todas as demais
espécies que fazem parte do bioma Pantanal,
aonde vão se abrigar, se alimentar, cumprir
suas funções ecológicas? O que vai ser daquele patrimônio único, que deveria ser de todos
os brasileiros, mas que está sendo dilapidado
Quando se fala em Pantanal se pensa em
regime de seca e de cheias, num pulsar das
águas que rege a vida no local. Ignorar esse
pulsar é condenar o ecossistema à morte.
Abrangendo cerca de 40% da Bacia do Alto
Paraguai e ocupando cerca de 140.000 Km2
em território brasileiro, onde tem sua maior
expressão, a planície pantaneira se estende
pelos Estados do Mato Grosso do Sul e Mato
Grosso, e depende de um regime hídrico e de
cuidados com o uso da terra que transcende
seus limites perceptíveis. As águas que alimentam a “terra das águas” vêm das terras
altas que as circundam, das cordilheiras que
estão perdendo sua cobertura vegetal nativa
Editorial
7
Editorial
por alguns que receberam – ou não – licença
para isso?
É também sobre paisagens fragmentadas o
artigo de Carlos Hugo Rocha, que apresenta
um referencial metodológico para seleção de
áreas prioritárias para a conservação da natureza em paisagens fragmentadas típicas do
Brasil meridional, que com os devidos
ajustes, pode ser utilizado para outras paisagens. O autor sugere uma série de indicadores ecológicos, que podem ser confrontados com dados de biodiversidade já conhecidos para a região onde se desenvolver o estudo, permitindo ajustes e dando mais robustez
ao modelo.
E já que a questão da dilapidação do
patrimônio público, ou comum, veio à tona,
vale falar do artigo de reflexão apresentado
pelo sempre lúcido Almirante Ibsen de
Gusmão Câmara, que analisa breve e contundentemente, com uma racionalidade irrefutável, a Lei de Gestão de Florestas Públicas.
Quando se pensava que já se viu tudo em termos de arcabouço burocrático-legal para autorizar a dilapidação do patrimônio natural
vem mais uma lei que não só “normatiza” a
destruição como, de quebra, cria um novo
órgão público que já vem com 49 cargos de
DAS, sobrepõe atribuições com outros já existentes e é mais um ingrediente na grande
sopa de descalabro que é a administração
pública brasileira – e com todas as conseqüências nefastas ao erário público e ao
patrimônio natural do país.
Mesclando reflexão, discussão e ciência o oitavo número de Natureza & Conservação chega
às mãos do leitor. Fruto de muito trabalho e
muita dedicação da equipe da revista, de seus
revisores voluntários, dos membros de seu
Conselho Editorial, e claro, daqueles que submeteram artigos para a publicação. E é com
todas essas pessoas e com você, leitor, que dividimos a alegria de anunciar que o nosso
periódico recebeu a indexação Qualis B para a
área de Ecologia e Meio Ambiente da Capes.
O artigo de Frederico Rodrigues e Miguel
Ângelo Marini trata do patrimônio ornitológico do país. Ao comparar as listas de
espécies ameaçadas de aves elaboradas pela
IUCN, pelo Ibama e por alguns estados
brasileiros, os autores mostram as discrepâncias entre elas, devidas principalmente à falta de co-nhecimento sobre diversas espécies, à falta de uniformização de
critérios de classificação e à pouca difusão
do conhecimento disponível sobre a ornitologia brasileira fora do país. Por sinal, vale
destacar que esta consideração vem bem ao
encontro dos próprios objetivos de
Natureza & Conservação, entre os quais a
difusão nacional e internacional do conhecimento científico gerado no Brasil.
Criada e editada fora dos meios acadêmicos
tradicionais, com apenas quatro anos de
existência, mas com publicação regular além
de artigos de qualidade, Natureza &
Conservação é Qualis B para Ecologia e Meio
Ambiente, é Qualis B para Ciências Agrárias,
está indexada no LatinIndex, CAB International e Periodica. Isso só nos estimula a trabalhar pela divulgação de conhecimento sério e
de qualidade, que pode tornar possível a conservação da natureza, patrimônio de todos os
seres vivos que coabitam neste planeta.
Boa leitura!
Miguel Serediuk Milano
Presidente do Conselho Editorial
E em se tratando de conhecimento científico,
Jean Paul Metzger nos traz uma contribuição
teórica de valor em seu artigo de opinião que
aborda possibilidades para diagnóstico rápido das condições mínimas necessárias para
manutenção da biodiversidade em paisagens
fragmentadas, estas hoje em dia uma característica dominante das paisagens no planeta face à
ação do homem.
Editorial
8
Alguns comentários sobre a
Lei de Gestão de Florestas Públicas
Ibsen de Gusmão Câmara1
Em março de 2006, foi sancionada a Lei Nº
11.284, que dispõe sobre a gestão de florestas
públicas para a produção sustentável, institui
o Serviço Florestal Brasileiro (SFB) e cria o
Fundo Nacional de Desenvolvimento
Florestal (FBDF), além de estabelecer: uma
Comissão de Gestão de Florestas Públicas, como órgão consultivo do Ministério do Meio
Ambiente; um Conselho Diretor para dirigir
o SFB; e um Conselho Consultivo destinado a
opinar sobre a distribuição dos recursos do
FNDF e avaliar sua aplicação.
Superior (DAS), que provavelmente irá gerar
superposição de atribuições e conflitos de
competência com órgãos já existentes, particularmente com o SISNAMA e, especialmente, o IBAMA.
Sempre foi motivo de polêmicas a exploração
efetivamente sustentável de florestas tropicais, devido à enorme diversidade das espécies nelas existentes, à complexidade de seu
inter-relacionamento e ao desconhecimento
prevalecente dos processos ecológicos que
regem tais ecossistemas altamente diversificados. Uma floresta tropical explorada comercialmente poderá se recompor, mas nada
garante que sua composição florística e
faunística voltará a ser idêntica à original.
A nova Lei conceitua “florestas públicas” como sendo “aquelas, naturais ou plantadas, localizadas nos diversos biomas brasileiros, em
bens sob o domínio da União, dos Estados,
dos Municípios, do Distrito Federal ou das
entidades da administração indireta” (Art.
3º). Inclui, portanto, diversas categorias de
unidades de conservação hoje geridas pelo
IBAMA e por distintos órgãos ambientais estaduais e municipais.
O manejo sustentável das espécies de interesse
comercial não pode deixar de considerar as
demais. Como não se conhecem satisfatoriamente as interações de todo o conjunto –
polinização, dispersão de sementes, cadeias
tróficas, predação, dependências mútuas etc –
poder-se-á estar afetando seriamente a biodiversidade se as espécies não comercializadas
não forem consideradas e monitoradas. A experiência tem mostrado que, via de regra, a
exploração de determinadas espécies causa
grande destruição de outras, devido à abertura de estradas, movimentação de troncos,
quedas de árvores e compactação do solo.
A Lei é extremamente complexa, contendo
nada menos que 86 artigos, com numerosos
parágrafos e incisos, e criará inevitavelmente
uma imensa burocracia para seu cumprimento, se é que ela venha a se mostrar realmente
exeqüível. O Serviço Florestal Brasileiro terá
uma estrutura burocrática pesada, com 49
novos cargos de Direção e Assessoramento
1
A Lei conceitua “manejo florestal” como
sendo a “administração da floresta para
[email protected]
Reflexões
9
Reflexões
Alguns comentários sobre a Lei de Gestão de Florestas Públicas
obtenção de benefícios econômicos, sociais e
ambientais, respeitando-se os mecanismos de
sustentação do ecossistema objeto do manejo
e considerando-se, cumulativa ou alternativamente, a utilização de múltiplas espécies
madeireiras, de múltiplos produtos e subprodutos não madeireiros, bem como a utilização
de outros bens e serviços de natureza florestal” (Art. 3º). Mas, como se pretende
respeitar os “mecanismos de sustentação do
ecossistema” se não se conhecem suficientemente as relações ecológicas existentes no
ecossistema e, mesmo, muitas das espécies
que o compõem?
haverá a fazer sobre os possíveis danos produzidos e constatados após o período de exploração.
Em suma, a lei parece ser uma tentativa do
Poder Público passar à iniciativa privada as
obrigações que lhe cabem e que ele não tem
demonstrado capacidade de cumprir, sem
que a complicada estrutura burocrática imaginada nos dê real garantia de que tal objetivo
será alcançado.
É vedada pela nova Lei a outorga de acesso
ao patrimônio genético para fins de pesquisa
e desenvolvimento, bioprospecção e constituição de coleções (Art. 16). Essa proibição
revela obviamente uma preocupação com
possíveis atos de biopirataria, mas obstaculiza
o aumento do conhecimento das florestas em
exploração, especialmente no que se relaciona
com pesquisa e constituição de coleções, imprescindíveis para um melhor conhecimento
da composição e da dinâmica dos ecossistemas que as compõem.
O poder público tem demonstrado sempre
uma grande incapacidade de fiscalizar e controlar o uso abusivo das florestas brasileiras,
largamente submetidas a exploração ilegal,
incêndios e desmatamentos. Com que estruturas e meios se pretende então fiscalizar com
eficácia a exploração das concessões que
forem outorgadas para exploração comercial
das florestas?
A duração dos contratos e instrumentos similares ficou limitada a dez anos, no caso das
florestas nacionais, estaduais e municipais
(Art. 5º), e entre cinco e 20 anos para as demais florestas públicas (Art. 35). Esses prazos
são demasiadamente curtos para que se possa bem avaliar os efeitos da exploração comercial da floresta e seu grau de efetiva sustentabilidade, especialmente aqueles que exijam prazos muito longos para ser verificados
– uma árvore pode levar décadas para atingir
a maturidade e no curto período de cinco a 20
anos a recomposição da floresta poderá não
ser bem avaliada. Findo o contrato, nada mais
Reflexões
10
Natureza & Conservação - vol. 43 - nº2 - Outubro 2006
2005 - pp. 8-16
9-10
Como lidar com regras pouco óbvias
para conservação da biodiversidade
em paisagens fragmentadas1
Jean Paul Metzger, PhD1
• Departamento de Ecologia - Instituto de Biociências – Universidade de São Paulo
RESUMO
Muitas das regras propostas para a conservação de espécies em paisagens fragmentadas são difíceis
de serem colocadas em prática por gestores ambientais. Isto inclui adotar uma abordagem de múltiplas espécies guarda-chuva, que permitiria perceber a paisagem a partir do ponto de vista e da escala das espécies, considerando todo o mosaico, incluindo a permeabilidade da matriz, e identificando os fragmentos e conexões–chave. No presente texto, sugiro uma abordagem para considerar
essas questões sem que se tenha um conhecimento biológico detalhado de um número grande de espécies. Essa se baseia em uma abordagem de múltiplas espécies guarda-chuva modificada, onde a
escolha de espécies guarda-chuva (ou seja, aquelas que têm demandas ambientais maiores do que as
demais espécies) é realizada por grupos funcionais. A eficácia das espécies como guarda-chuvas deve
ser testada primeiro, usando dados de áreas previamente bem estudadas. Uma vez escolhidas as espécies, a abordagem proposta deve inserir algumas características biológicas das espécies em índices
estruturais da paisagem (que são então chamados “índices de paisagens ecologicamente calibrados”). Para estimar a permeabilidade da matriz, poderiam ser usadas similaridades estruturais e de
composição de hábitats com as unidades inter-hábitat da matriz. Finalmente, a teoria dos grafos
(aplicada em diferentes campos científicos para descrever a intensidade dos fluxos de informações
nas redes) pode ser útil para verificar as condições necessárias para a manutenção de espécies guarda-chuva. Esta abordagem facilitaria a aplicação de regras não tão óbvias de conservação e parece ser
uma boa opção para um diagnóstico rápido das condições mínimas necessárias para manter a biodiversidade em paisagens fragmentadas.
Palavras Chave: Paisagens fragmentadas, conservação da biodiversidade, espécies guarda-chuva,
índices de paisagem, matriz inter-hábitat..
desse hábitat (especialmente nas suas bordas), e ao isolamento de pequenas populações nos fragmentos, tornando-as crescentemente suscetíveis a mudanças ambientais ou
a variações demográficas (Fahrig, 2003). Em
vista das taxas de desmatamento e fragmentação alarmantes em zonas tropicais
(Laurance et al., 2001; Achard et al., 2002), a
INTRODUÇÃO
A perda e fragmentação dos hábitats naturais
são consideradas como as principais causas
da extinção de espécies, devido à redução da
área de hábitat disponível, à perturbação
1
[email protected]
Ponto de Vista
11
Ponto de vista
Como lidar com regras pouco óbvias para conservação da biodiversidade em paisagens fragmentadas
Jean Paul Metzger
conservação da biodiversidade em paisagens
tropicais fragmentadas tornou-se uma das
principais preocupações da Biologia da
Conservação.
mentos grandes deveriam ser conservados
mantendo-os conectados por meio de corredores amplos (Fischer et al., 2006). Mesmo
sem o conhecimento do tamanho necessário
para que um fragmento preserve a totalidade
da biodiversidade ou os requisitos mínimos
de largura para que um corredor realize sua
função de facilitar o fluxo biológico (se, de fato, ele funcionar desse modo), essas questões
são geralmente lidadas caso a caso, usando o
“senso comum”: é necessário sempre preservar os fragmentos maiores e os corredores
mais amplos da paisagem (não obstante, nem
sempre o senso comum é uma boa estratégia
para conservação, ver FIGURA 1).
Inúmeras teorias e abordagens têm sido usadas
na tentativa de compreender as paisagens
fragmentadas. A Teoria da Biogeografia de
Ilhas (MacArthur & Wilson, 1967) imprimiu,
durante um tempo considerável, uma visão
baseada na riqueza da comunidade, controlada pela área e pelo isolamento dos fragmentos de hábitat a uma fonte estável de espécies,
de modo similar às ilhas oceânicas. Logo depois, com base principalmente na teoria das
metapopulações (Hanski & Gilpin, 1997),
e nas análises de viabilidade genética e de
populações (Young & Clarke, 2000), a ênfase
mudou de comunidades para populações, de
fragmentos para redes de fragmentos conectados por fluxos biológicos. A manutenção de
uma espécie em uma paisagem fragmentada
é então vista como o equilíbrio entre o processo de extinção local, que depende basicamente da área e da qualidade do hábitat, e as
possibilidades de recolonização, que dependem da conectividade dos fragmentos, ou seja,
da capacidade desses fragmentos de receberem
fluxos biológicos de fragmentos vizinhos
(Moilanen & Hanski, 2001). Mais recentemente, a ecologia de paisagens colocou as redes de hábitat em um contexto mais realista,
formado por uma matriz heterogênea composta por uma variedade de unidades de
paisagem modificadas ou introduzidas (e.g.,
áreas agrícolas e urbanas, rodovias, florestas).
Desta maneira, é dada uma ênfase maior na
noção de conectividade da paisagem, isto é
na capacidade da paisagem como um todo de
facilitar os fluxos biológicos (Tischendorf &
Fahrig, 2001), reconhecendo que todas as
unidades têm influência sobre esses fluxos.
Figura 1. Exemplo de uma paisagem com sete fragmentos agindo como hábitat potencial para dezoito
grupos funcionais de espécies com características
biológicas diferentes (Tabela 1). O fragmento F é o
único a apresentar hábitat para espécies especializadas. Uma combinação dos grupos de espécies 6
e 11 tem um potencial adequado para uma abordagem de múltiplas espécies guarda-chuva.
Essas diferentes abordagens e teorias propiciam a formulação de uma grande variedade
de regras básicas de conservação (IUCN,
1980; Forman & Collinge, 1997; Haila, 2002).
Muitas dessas regras são relativamente óbvias e simples de serem colocadas em prática
por gestores ambientais. Por exemplo, frag-
Ponto de Vista
Essa figura mostra que: i) nem sempre as regras óbvias são as melhores: a conservação
dos fragmentos maiores não permite a conservação de todos os grupos funcionais; ii)
12
grupos funcionais excessivamente exigentes
tais como os grupos 1, 3 e 5 (que estão
ausentes na paisagem) não são guarda-chuvas adequados para esta paisagem; iii) uma
única espécie guarda-chuva pode não ser suficiente para indicar todos os fragmentos
necessários para a manutenção de todos os
grupos funcionais: seria necessário adotar
uma abordagem de múltiplas espécies guarda-chuva (no presente caso, usando os grupos de espécies 6 e 11); iv) as espécies guardachuva dos grupos 6 e 11 têm uma combinação
de diferentes características (principalmente,
grandes requisitos de área e baixa capacidade
de dispersão - no caso do grupo 6, e especialização de microhábitat com baixa capacidade de
dispersão e requisito de área média - no caso
do grupo 11); v) os dois “grupos funcionais
guarda-chuva” estão relacionados com uma
maior riqueza, porém representam diferentes
grupos de espécies. Desse modo, se a eficácia
das espécies guarda-chuva foi confirmada em
um teste anterior, a presença daquelas espécies pode ser usada como uma primeira indicação da riqueza da espécie.
Biologia da Conservação é com a manutenção
da biodiversidade como um todo, incluindo
todas as espécies de uma região, suas interações, e a diversidade de hábitats nos quais
elas estão presentes. Qualquer estudo
ecológico, seja ele mais focado nos processos
do ecossistema ou na estrutura e riqueza de
uma comunidade, sempre cobrirá uma pequena parcela dessa biodiversidade.
Provavelmente, um dos principais desafios
para a conservação da biodiversidade será extrapolar o conhecimento adquirido de umas
poucas espécies ou processos para um sistema complexo de múltiplas espécies.
Para maior eficácia dos planos de conservação da biodiversidade, este conhecimento
parcial precisa representar, de algum modo,
todo o sistema. Para assim fazê-lo, várias estratégias de conservação são baseadas no estudo de espécies representativas, que representam as respostas de várias outras espécies,
ou no estudo de grupos funcionais, i.e, grupos
formados pelas espécies que têm os mesmos
requisitos biológicos, e desse modo respondem à fragmentação de modo similar.
Por outro lado, algumas sugestões para conservação não são tão obviamente compreendidas nem facilmente postas em prática, tais
como: i) adotar uma abordagem de múltiplas
espécies guarda-chuva; ii) perceber a paisagem
a partir do ponto de vista e da escala de espécies; iii) considerar todo o mosaico, incluindo
a permeabilidade da matriz; iv) identificar os
fragmentos e conexões-chave.
Adquirir um maior conhecimento das respostas
à fragmentação é uma questão complexa que
requer dados biológicos detalhados sobre
vários tópicos, tais como demografia, capacidade de dispersão, interações entre espécies,
preferências alimentares e ambientais. Desse
modo, têm sido adotados como atalho os estudos sobre um grupo seleto de espécies. O
conhecimento detalhado desse reduzido
número de espécies deveria permitir inferir
as respostas das outras espécies. Tendo isso
em mente, a abordagem de múltiplas espécies
guarda-chuva (Lambeck, 1997) tem sido
recorrente em muitos trabalhos.
No presente texto, eu discutirei essas sugestões
e proporei um possível modo de facilitar o uso
dessas regras, por meio da adoção de uma
abordagem modificada de múltiplas espécies
guarda-chuva.
As espécies guarda-chuva são definidas como
aquelas que têm maiores demandas ambientais do que qualquer outra, de tal modo que
fornecendo as condições para a manutenção
daquelas espécies seria possível manter as demais. Esses requisitos podem ser de diferentes
naturezas: necessidade de grandes áreas, de
proximidade entre os remanescentes de hábi-
COMO ESCOLHER UM GRUPO DE
ESPÉCIES GUARDA-CHUVA?
É bem conhecido que cada espécie responde à
fragmentação de seu hábitat de formas diferentes, dependendo de suas características biológicas (tais como tamanho e história de vida). Não obstante, a principal preocupação na
Ponto de Vista
13
Jean Paul Metzger
tat, devido às limitadas capacidades de dispersão e requerimentos específicos de microhábitat, por exemplo. Para cada um desses
requisitos, é possível definir um gradiente de
demanda, sendo as espécies guarda-chuva as
mais exigentes. A idéia por trás das múltiplas
espécies guarda-chuva é então selecionar um
grupo de espécies altamente exigentes, com
diferentes requisitos ecológicos (Lambeck,
1997). Um estudo detalhado dessas espécies
nos permitiria compreender as condições
mínimas necessárias para sua persistência, e
teoricamente, para todas as outras espécies
menos exigentes (FIGURA 1). Tais condições
podem servir como guia para os planos de
conservação.
do-se uma única característica biológica (demandas por área, especialização de microhábitat etc.). Porém, Henle et al. (2004), em
uma análise sobre as variáveis de sensibilidade das espécies à fragmentação, mostrou
claramente que os parâmetros demográficos
(tamanho e dinâmica da população, poder de
dispersão, potencial reprodutivo, sociabilidade), características ecológicas intrínsecas
(tamanho do corpo, especialização de microhábitat, posição trófica, interação com outras
espécies) ou as características biogeográficas
(raridade natural, localização biogeográfica e
histórico de fragmentação), quando considerados individualmente, não são boas variáveis
de sensibilidade à fragmentação do hábitat.
Em geral, isto depende da interação de diferentes
fatores. Por exemplo, uma espécie especializada pode ser considerada mais sensível,
porém esta especialização pode ser compensada pela grande capacidade de dispersão
(como no grupo 7 na FIGURA 1, TABELA 1).
Os grandes felinos neotropicais, por exemplo,
A abordagem proposta por Lambeck (1997)
apresenta três dificuldades práticas principais (ver outras limitações em Lindenmayer
et al., 2002). Primeiro, ele considerou que a
sensibilidade das espécies a perturbações
poderia ser inferida, de modo geral, utilizan-
TABELA 1. Potencial de grupos funcionais para agir como guarda-chuva, de acordo com seu requerimento de área, capacidade de dispersão e especialização de microhábitat. Os parâmetros biológicos que são usados para definir os Grupos
Funcionais deveriam ser escolhidos de acordo com os principais processos de ameaça conhecidos, que variam de uma
paisagem para a outra
Grupo
funcional
Símbolo
Requerimento
de área
Capacidade de
dispersão
Especialização de
microhábitat
Potencial de
guarda-chuva
1
Alto
Alto
Alto
Intermediário
2
Alto
Alto
Baixo
Intermediário
3
Alto
Médio
Alto
Muito Alto
4
Alto
Médio
Baixo
Intermediário
5
Alto
Baixo
Alto
Muito Alto
6
Alto
Baixo
Baixo
Intermediário
Continua
Ponto de Vista
14
Continuação da Tabela 1
Grupo
funcional
Símbolo
Requerimento
de área
Capacidade de
dispersão
Especialização de
microhábitat
Potencial de
guarda-chuva
7
Médio
Alto
Alto
Intermediário
8
Médio
Alto
Baixo
Baixo
9
Médio
Médio
Alto
Intermediário
10
Médio
Médio
Baixo
Baixo
11
Médio
Baixo
Alto
Intermediário
12
Médio
Baixo
Baixo
Intermediário
13
Baixo
Alto
Alo
Baixo
14
Baixo
Alto
Baixo
Baixo
15
Baixo
Médio
Alto
Intermediário
16
Baixo
Médio
Baixo
Baixo
17
Baixo
Baixo
Alto
Intermediário
18
Baixo
Baixo
Baixo
Baixo
Assim, é difícil definir a sensibilidade usando
um único parâmetro (Fleishman et al., 2000),
como proposto por Lambeck (1997).
costumam ser considerados espécies guardachuva já que eles requerem grandes áreas de
hábitat. No entanto, além de terem uma
grande capacidade de dispersão, muitas
dessas espécies parecem tolerar ou cruzar ambientes alterados com facilidade (veja grupo
2). Uma vez mais, essa capacidade de se dispersar pelas matrizes dominadas pelo homem
pode compensar a grande demanda por áreas.
Ponto de Vista
Ao invés de escolher uma espécie guardachuva para cada requisito ecológico, eu sugiro definir as potenciais espécies guardachuva usando um conjunto de características
biológicas. Nesse caso, pode ser útil o con-
15
Jean Paul Metzger
ceito de grupo funcional aplicado à fragmentação. Esses grupos podem ser definidos pela
análise de diferentes características biológicas, variando de acordo com a paisagem, como mostrado de forma simplificada nos exemplos da FIGURA 1 e da TABELA 1. Assim,
é possível identificar grupos de maior ou
menor sensibilidade à fragmentação. A estratégia de múltiplas espécies guarda-chuva
pode então ser a de escolher espécies de grupos funcionais potencialmente mais sensíveis
à fragmentação.
da-chuva para esta região. Testar a eficácia de
uma espécie guarda-chuva é um passo essencial para o sucesso dessa abordagem.
A terceira limitação da abordagem de
Lambeck está na escolha de espécies adequadas ao grau de fragmentação do hábitat
na paisagem estudada. Não vale a pena usar
uma espécie excessivamente exigente se o
grau de degradação ambiental estiver muito
avançado (ver os grupos 3 e 5, FIGURA 1). Ou,
inversamente, seria de pouca utilidade trabalhar com espécies guarda-chuva não-exigentes, se a paisagem comportar uma espécie
mais exigente (e.g., espécies do grupo 11). Ao
escolher o grupo de espécies guarda-chuva, é
importante lembrar que há um gradiente de
demandas ambientais. Sugiro que a escolha
de um limiar de demandas deva ser feita de
acordo com a meta de conservação a ser alcançada, que por sua vez dependerá do grau
de fragmentação. Desse modo, em muitas
paisagens perturbadas seria, a princípio,
melhor trabalhar com espécies guarda-chuva
não excessivamente exigentes (uma espécie
“sombrinha”, tal como o grupo 10), embora
sob condições mais favoráveis seja possível
escolher espécies altamente exigentes (uma
espécie “guarda-sol”, tal como o grupo 5). A
eficácia das ações de conservação baseadas
nessa abordagem dependerá da escolha certa
das espécies guarda-chuva.
Uma segunda limitação da abordagem de
Lambeck relaciona-se à dificuldade de selecionar espécies guarda-chuva. Em termos estatísticos, é uma tarefa simples testar se a presença de uma determinada espécie permite
inferir com precisão a presença de outras espécies ou a riqueza de uma comunidade
(Chase et al., 2000; Fleishman et al., 2001; Mac
Nally & Fleishman, 2002). A dificuldade relaciona-se à falta de dados necessários
(Lindenmayer et al., 2002), ou à incapacidade
de uma espécie guarda-chuva em particular
servir como indicadora da presença de outras
espécies. Por exemplo, Rubinoff (2001)
mostrou que uma espécie considerada guarda-chuva para vertebrados (a ave Polioptila
californica, Muscicapidae) não serve como
guarda-chuva para invertebrados (no caso de
três espécies de borboletas), o que limita
grandemente o uso dessa espécie como guarda-chuva. Acredito que esteja claro que o
teste sobre a eficácia das espécies guarda-chuva deveria considerar uma variedade de espécies mais ampla e não continuar restrito a
pequenos grupos de espécies que pertençam
ao mesmo grupo taxonômico. Esse teste deve
ser realizado usando os bancos de dados de
projetos onde tenha sido feito um censo biológico intensivo das diferentes comunidades
em ecossistemas ou paisagens similares àqueles que se considera para conservação. Por exemplo, o Projeto de Dinâmica Biológica de
Fragmentos Florestais possui o maior banco
de dados biológicos sobre a Amazônia
Central Brasileira (Laurance & Bierregaard,
1997; Bierregaard et al., 2001), permitindo que
se realize a escolha e o teste de espécies guar-
Ponto de Vista
COMO VER A PAISAGEM DO
PONTO DE VISTA DAS ESPÉCIES?
Para entender o que determina a persistência
de uma espécie em uma paisagem fragmentada seria necessário compreender como a estrutura da paisagem é percebida pela espécie
(FIGURA 2), e então associar essa estrutura
aos principais processos que agem na sua extinção e dispersão. Assim, ao invés de definir
a paisagem conforme critérios humanos, e de
forma indistinta para todas as espécies do
hábitat (usando métricas de paisagem sem
qualquer base biológica), é necessário compreender a paisagem através dos “olhos” da
espécie estudada (as espécies guarda-chuva
definidas acima).
16
Isto significa ser capaz de perceber a estrutura da paisagem e captar sua função para
aquela espécie em particular. Os componentes estruturais da paisagem (fragmentos,
corredores e matrizes) devem ser definidos
de acordo com seu uso (e.g., alimentação,
abrigo ou procriação) e/ou sua integridade
como hábitat. A escala apropriada para
análises de paisagens, em termos de extensão
e resolução espacial, depende também das
características da espécie. Assim, a extensão
da paisagem deveria ser definida de acordo
com a capacidade de dispersão da espécie:
quanto maior a capacidade de dispersão,
maior será a extensão da paisagem que possivelmente poderá influenciar a manutenção
dessa espécie (Pearson, 1993; Metzger, 2000;
Steffan-Dewenter et al., 2002). Em termos funcionais, seria necessário compreender como
cada elemento da paisagem influencia a
persistência da espécie, particularmente
conhecendo os fatores locais principais que
levam à extinção (tamanho e qualidade do
fragmento), a capacidade dos corredores em
facilitar a movimentação (Uezu et al., 2005),
os efeitos de barreira das estradas (Forman
& Alexander, 1998), e a importância das
matrizes como hábitats secundários
(Antongiovanni & Metzger, 2005), fontes de
espécies predadoras, parasitas, ou filtros para
os fluxos biológicos. Esse conhecimento detalhado pode ser obtido somente após
pesquisas intensivas e para um pequeno
número de espécies, e muitas vezes nem mesmo essas informações estão disponíveis para
os gestores ambientais. Como alguém poderia ter sucesso na obtenção de uma coleta
mínima de dados que permita uma aproximação da percepção do espaço pela espécie
em questão?
Espécie 14
Espécie 4
Espécie 9
Acredito que uma boa alternativa poderia ser
o uso de índices de paisagem ecologicamente
calibrados (Vos et al., 2001). Considerando
que a resposta da espécie à fragmentação
difere com a paisagem, e que esta é percebida
de forma diferente dependendo da espécie,
esses autores propõem avaliar a estrutura de
uma paisagem fragmentada usando métricas
que combinem as características das espécies e
Figura 2. Três diferentes pontos de vista da mesma
paisagem, de acordo com os grupos de espécies 2, 9 e 14
(ver Tabela 1). Esta paisagem apresenta sete fragmentos
(“nós”, na teoria dos grafos). As conexões biológicas potenciais são representadas por linhas (“bordas”); a capacidade de carga ou a qualidade do hábitat é representada pela densidade de pontos; o número de símbolos de
grupos funcionais representa sua abundância.
Ponto de Vista
17
Jean Paul Metzger
das paisagens. Desse modo, ao invés de considerar somente a área do fragmento, seria
melhor levar em conta a relação entre a área
do remanescente e o requerimento espacial da
espécie, de modo a avaliar a capacidade de suporte da espécie naquele fragmento. Do mesmo modo, a conectividade de um determinado fragmento pode ser avaliada considerando-se as distâncias aos fragmentos vizinhos
(característica da paisagem) bem como um
parâmetro que pondere a contribuição dos
fragmentos vizinhos de acordo com a capacidade de dispersão da espécie (característica
específica da espécie). Assim, é possível ter
uma primeira idéia de percepção da espécie
sobre o modo como a capacidade de suporte e
a conectividade do fragmento estão influenciando os riscos de extinção e as possibilidades de colonização, dois dos processos
principais que atuam sobre a persistência das
espécies em paisagens fragmentadas.
fragmentos são cada vez mais vistos não como análogos a ilhas, mas pelo contrário, como remanescentes de hábitat imersos em
tipos diferenciados de hábitats circundantes
(Wiens, 1995).
Uma matriz inter-hábitats pode agir modificando as taxas de dispersão e colonização
(Stouffer & Bierregaard, 1995); propiciar hábitats secundários para as espécies focais ou
para as espécies generalistas (Antongiovanni
& Metzger, 2005); oferecer ambiente para invasores, sendo assim fonte de perturbações
(Cantrell et al., 2001); e determinar a severidade do efeito de borda (Mesquita et al.,
1999). Os efeitos da matriz são tão claros que
a vulnerabilidade à fragmentação foi inversamente relacionada à capacidade das espécies
em usar a matriz (Gascon et al., 1999). Esses
autores observaram essa relação com a
abundância de pássaros, mamíferos e sapos
em matrizes e fragmentos na Amazônia
Central Brasileira (norte de Manaus), confirmando que a matriz pode afetar a resposta à
fragmentação. Uma maior permeabilidade da
matriz aos fluxos biológicos pode atenuar os
efeitos da fragmentação, e servir como uma
alternativa de manejo para aumentar a conectividade da paisagem.
A substituição de índices estruturais da paisagem, puramente descritivos e espaciais, por
índices que considerem a escala ecológica das
espécies pode ser um passo essencial para a
compreensão da paisagem considerando a
percepção da espécie em foco.
COMO CONSIDERAR TODA A
PAISAGEM, INCLUINDO A MATRIZ?
Os estudos sobre fragmentação devem, então,
considerar essa permeabilidade e assim seriam necessários dados sobre a abundância das
espécies e usos (e.g., hábitat secundário, área
de passagem ou de alimentação) que elas
fazem das diferentes matrizes. Porém, muitas
vezes esse tipo de dado não está disponível
para planejadores ambientais e há poucas
oportunidades de obtê-los em um curto
período de tempo. Qual seria a alternativa?
A fragmentação é um processo que modifica
toda a paisagem e não somente a distribuição
espacial de um de seus hábitats (McGarigal &
Cushman, 2002). Além da redução e da subdivisão dos remanescentes de hábitats, a fragmentação também promove a expansão de
outras formas de uso da terra, criando fronteiras entre elas, aumentando a heterogeneidade do mosaico, afetando a permeabilidade
da matriz aos fluxos biológicos. A despeito
das limitações de um grande número de estudos sobre fragmentação com relação ao efeito
da área e ao isolamento do hábitat, há indícios claros de que tanto a composição quanto
a configuração de todo o mosaico afetam as
comunidades fragmentadas (Laurance, 1991;
Gascon et al., 1999; Metzger, 1998; 2000;
Viveiros de Castro & Fernandez, 2004). Os
Ponto de Vista
Em minha opinião, a melhor opção é aceitar o
pressuposto de que a permeabilidade/qualidade da matriz para uma espécie ou grupo de
espécies em particular está diretamente relacionada com a similaridade estrutural ou de
composição dessa unidade em relação ao
hábitat nativo. Por exemplo, uma floresta secundária é assim muito mais permeável aos
fluxos biológicos das espécies florestais do
18
que uma área de pasto, e esta, por sua vez,
será mais permeável do que as áreas urbanas.
Nessa avaliação, parâmetros fisionômicos ou
outras características relevantes podem ser
usados para definir a integridade ou qualidade do hábitat, tal qual empregada em
índices de integridade do habitat (“habitat
suitability index function”; Brooks, 1997;
Akçakaya et al., 1995). Aqueles parâmetros
podem ser combinados em um Sistema de
Informações Geográficas, de modo a criar
imagens de “qualidade”, logo permeabilidade, da matriz para cada espécie estudada
(e.g., as espécies guarda-chuva previamente
definidas).
Distância espacial
Distância efetiva
Esse tipo de dado será de grande ajuda para
prever os fluxos biológicos por toda a paisagem. Por exemplo, ao invés de considerar
que a intensidade dos fluxos biológicos entre
dois fragmentos está diretamente relacionada
à sua distância espacial, é possível afirmar
que os fluxos variarão com a distância efetiva
ou a distância menos “onerosa”, considerando também a resistência da matriz a esses
fluxos (FIGURA 3). A presença de uma estrada entre dois fragmentos pode aumentar significativamente o “custo” dessa passagem
(distância efetiva), de modo que os fluxos sejam bem menores do que o esperado de acordo com a distância mais curta (distância espacial). Os valores de permeabilidade podem
ser usados em vários modelos, como aqueles
das teorias dos grafos (Urban & Keitt, 2001) e
de metapopulação (Hanski, 1994; Moilanen &
Hanski, 1998), aproximando aqueles modelos
à complexidade real das paisagens.
Figura 3. Taxas esperadas de dispersão entre fragmentos,
de acordo com as distâncias espacial e efetiva (considerando a permeabilidade da matriz). A espessura das
setas indica a intensidade dos fluxos biológicos esperados. Uma matriz mais escura é mais resistente aos fluxos,
enquanto que uma mais clara é menos resistente.
Notas: A despeito da curta distância espacial entre os
fragmentos A e B, a distância efetiva é muito maior pelo
efeito de barreira de uma estrada. Os fluxos somente são
possíveis porque a barreira apresenta uma brecha (tal como as passagens superiores ou inferiores projetadas para
o cruzamento de animais). A distância espacial entre os
fragmentos A e D é igual à distância entre os fragmentos
B e C; porém, devido à diferente permeabilidade da matriz, a distância efetiva entre A e D é menor.
COMO DEFINIR FRAGMENTOS
E CONEXÕES-CHAVE PARA FINS
DE CONSERVAÇÃO?
ental deveria estar ciente de quais elementos
da paisagem são essenciais para a conservação das espécies. Como identificar esses
elementos com limitados conhecimentos
biológicos (como costuma ser o caso)?
Os gestores ambientais costumam enfrentar
problemas de manejo de mosaicos previamente estabelecidos, onde as questões mais
pertinentes estão relacionadas à persistência
de uma espécie ou à manutenção da biodiversidade se um remanescente ou um corredor for removido, ou se a matriz for modificada. Nessas circunstâncias, um gestor ambi-
Ponto de Vista
Uma vez que uma variedade de espécies
guarda-chuva tenha sido selecionada, os
19
Jean Paul Metzger
biólogos da conservação podem
usar diferentes modos de identificar elementos-chave: regressões
entre presença/ausência/abundância das espécies e tamanho e
conectividade do fragmento
(Wiens, 2002); funções de incidência (Hanski, 1997); ou combinações dos modelos de viabilidade populacional (e.g., Akçakaya
et al., 1995; Lindenmayer &
Possingham, 1995) com que considerem a escala ecológica das
espécies (Vos et al., 2001). Não
obstante, a viabilidade dessas
abordagens restringe-se às espécies bem conhecidas ou às paisagens com intensivos levantamentos biológicos.
Em minha opinião, uma abordagem alternativa mais fácil e útil é fornecida pela teoria dos
grafos (Gross & Yellen, 1999). Essa teoria tem
sido aplicada para descrever a intensidade
dos fluxos de informações nos diferentes
tipos de redes, tais como aqueles formados
por sistemas viários, computadores, e hierarquias corporativas. Na ecologia de paisagens,
essa teoria tem sido usada como uma alternativa às análises estruturais (Cantwell &
Forman, 1993; Keitt et al., 1997; Urban &
Keitt, 2001). Os grafos são então considerados
como um grupo de fragmentos de hábitat (ou
“nós”, na terminologia dos grafos) conectados por vértices (ou “bordas”) (FIGURA 2).
Esta conexão somente ocorre se os fragmentos estiverem suficientemente próximos e
separados por uma matriz permeável, de modo que os fluxos biológicos possam ocorrer
entre si. Uma vez que tenhamos definido os
grafos de uma paisagem em particular, seu
grau de conectividade poderá ser avaliado
com mensurações simples: quanto maior o
grafo (e.g., medido pelos números de nós ou a
distância entre nós opostos), maior será sua
conectividade. Com estes dados, é possível
eliminar facilmente um nó ou borda
(conexão) em particular e observar a perda de
conectividade na paisagem (FIGURA 4). A
importância de cada fragmento ou conexão
Ponto de Vista
Figura 4. Exemplo de uma simulação identificando os
elementos-chave de uma paisagem. As linhas representam as conexões para uma espécie com baixa capacidade
de dispersão na ausência do fragmento E. A despeito de
sua pequena área e baixa riqueza, este fragmento tem um
papel fundamental na paisagem porque permite a
conexão entre os fragmentos F e D e G com as espécies
de baixa capacidade de dispersão. Sem o fragmento E, os
grupos funcionais 11 (um “grupo guarda-chuva”), 12, 17 e
18 desapareceriam do fragmento F.
pode ser assim avaliada, permitindo uma
primeira identificação dos elementos-chave
da paisagem (Keitt et al., 1997) para a
manutenção de uma espécie focal. Como a
definição do grafo depende de uma clara
definição dos hábitats (nós) e conexões (bordas), e ambos os parâmetros são específicos
da espécie (FIGURA 2), serão obtidos diferentes grafos numa mesma paisagem para espécies com requisitos diferentes. Uma vez
mais, as espécies guarda-chuva deveriam ser
usadas como um atalho para a identificação
20
de elementos-chave para um grande número
de espécies. A principal vantagem dessa abordagem é que ela requer poucos dados biológicos, facilitando seu uso para fins de
planejamento ambiental.
combina uma análise dos processos ecológicos que levam à extinção (que variam de acordo com o grupo funcional) com estudos detalhados de um restrito grupo de espécies (escolhidas entre os “grupos funcionais guardachuva”). Acredito que a compreensão de como as diferentes espécies guarda-chuva respondem à mesma paisagem, e de como essas espécies guarda-chuva respondem a diferentes
estruturas de paisagem, pode nos levar à aplicação de regras pouco óbvias para a conservação biológica, e desse modo encontrar as
condições mínimas necessárias para a preservação de um grande número de espécies em
paisagens fragmentadas.
CONCLUSÃO
Muitas regras propostas para a conservação
da biodiversidade em paisagens fragmentadas são difíceis de serem colocadas em
prática. Um modo promissor de aplicar essas
regras se baseia na escolha de um grupo de
espécies guarda-chuva. Usando essas espécies, seria necessário tentar compreender os
requisitos mínimos para sua persistência em
termos de área, adequação de hábitat, e arranjo de fragmentos. Um primeiro e rápido diagnóstico dessas necessidades pode ser obtido,
mesmo na ausência de dados biológicos detalhados, utilizando: métricas que combinem
conhecimentos biológicos básicos e características da paisagem; índices de similaridades estruturais para inferir a permeabilidade da matriz; e a teoria dos grafos para ajudar a determinar os elementos-chave da paisagem.
Obviamente, esta abordagem não substitui todo o conhecimento detalhado sobre os processos ecológicos que agem sobre o crescimento
populacional ou a extinção, necessários para
analisar plenamente a persistência de espécies
em uma paisagem fragmentada. Porém,
parece ser uma boa abordagem alternativa à
análise puramente estrutural da paisagem
(e.g., conservar fragmentos grandes e bem
conectados) quando dados biológicos detalhados não estiverem disponíveis.
REFERÊNCIAS
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of matrix hábitats on the occurrence of insectivorous bird species in Amazonian forest fragments. Biological Conservation 122: 441–451.
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Helmeted Honeyeater. Biological Conservation
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Mesquita, R. 2001. Lessons from Amazonia: the
ecology and conservation of fragmented forest. Yale
University Press, Michigan.
A eficácia dessa abordagem dependerá da escolha precisa de espécies guarda-chuva, algo
que em si não costuma ser uma tarefa fácil.
Primeiro, seria necessário testar se a presença
dessas espécies está significativamente relacionada com a co-ocorrência de um grande
número de outras espécies, usando áreas previamente bem estudadas. Segundo, a escolha
deveria ser feita de acordo com o grau de
fragmentação e por grupo de espécies
definidas pelo seu comportamento biológico
em relação à fragmentação. Esta abordagem
Ponto de Vista
Brooks, R. 1997. Improving habitat suitability
index models. Wildlife Society Bulletin 25: 163167.
Cantrell, R.S.; Cosner, C.; Fagan, W.F. 2001. How
predator incursions affect critical patch size: the
role of the functional response. American
Naturalist 158: 368–375.
Cantwell, M.D.; Forman, R.T.T. 1993. Landscape
21
Jean Paul Metzger
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Ponto de Vista
23
Frederico Innecco Garcia – Miguel Ângelo Marini
Estudo comparativo entre as listas
global, nacional e estaduais de aves
ameaçadas no Brasil
Frederico Innecco Garcia1
• Departamento de Zoologia - Instituto de Biologia - Universidade de Brasília
Miguel Ângelo Marini, PhD
• Departamento de Zoologia - Instituto de Biologia - Universidade de Brasília
RESUMO. As aves brasileiras foram avaliadas com relação a seu nível de ameaça por meio da comparação das principais listas de espécies de aves ameaçadas de extinção no Brasil, nas escalas global
(IUCN), nacional (IBAMA) e local, nas listas estaduais de Minas Gerais, São Paulo, Rio de Janeiro,
Rio Grande do Sul, Paraná, Espírito Santo e Pará, a fim de fornecer subsídios para futuros projetos
de conservação da avifauna brasileira. Foram citados 494 táxons ameaçados ou quase ameaçados de
extinção no território brasileiro, sendo 72% nas avaliações estaduais, 48% na avaliação nacional e 26%
na avaliação global. Foram analisadas as diferenças entre as espécies listadas e entre as categorias de
ameaça. Mais de 50% das espécies nacionalmente ameaçadas de extinção requerem alta prioridade
de pesquisa. Devem ser realizados esforços especiais pelos ornitólogos brasileiros, para complementar o conhecimento a respeito das espécies raras ou sob risco de extinção, de modo a evitar que mais
espécies desapareçam sem nem sequer terem sido conhecidas de modo adequado. Faz-se também
necessária a divulgação deste conhecimento a respeito das espécies ameaçadas e o uso de ferramentas adequadas, para que seja possível avançar em relação às classificações das espécies em categorias
de ameaça.
PALAVRAS-CHAVE: conservação de avifauna, listas de espécies ameaçadas, prioridades de
pesquisa.
o componente central das estratégias de conservação em longo prazo (Bruner et al.,
2001). Para identificar essas áreas, a maioria
dos estudos utiliza, entre outros parâmetros,
padrões de ocorrência das espécies endêmicas e ameaçadas, as quais formam um grupo
de espécies alvo (Bonn et al., 2002).
INTRODUÇÃO
A perda de biodiversidade é apontada como
um dos principais problemas de conservação no Brasil e no mundo. A sobrevivência
da biodiversidade tropical é improvável sem
uma proteção efetiva (Myers et al., 2000), a
qual deve priorizar as áreas de grande importância biológica e sobre grande pressão
antrópica (Silva, 2005). Desta forma, a implantação de áreas protegidas é muitas vezes
1
As listas de espécies ameaçadas são de extrema importância no planejamento de estratégias e na definição de prioridades para
a conservação. Muitas organizações governamentais e não-governamentais tomam
suas decisões através do status de conser-
[email protected]
Ponto de Vista
24
Estudo comparativo entre as listas global, nacional e estaduais de aves ameaçadas no Brasil
vação das espécies, utilizando as listas para
definir prioridades de pesquisa e de alocação de recursos para conservação da biodiversidade (Gärdenfors et al., 2001). A indicação de uma espécie em uma lista vermelha
obriga o poder público a dar a ela proteção
especial, podendo isso ser entendida como o
principal papel dessas listas (Machado et al.,
2005). No Brasil, desde 1967, as espécies
ameaçadas recebem a atenção da legislação
através da Lei de Proteção à Fauna Brasileira
(nº. 5197, de 3 de janeiro de 1967), a qual torna proibida a captura, caça, compra, venda e
exportação de todas as espécies listadas. A
atual legislação de crimes contra a fauna prevê o agravamento da pena quando o crime é
praticado contra espécies ameaçadas de extinção (Lei nº. 9.605/98; decreto nº. 3.179/99;
capítulo 5; seção I; parágrafo 4º; artigo I)
(MMA, 1999).
publicação do Roteiro Metodológico para
Elaboração de Listas de Espécies Ameaçadas
de Extinção (Lins et al., 1997). Após a implementação de uma base de dados com informações publicadas e inéditas procedeu-se
uma consulta ampla à comunidade ornitológica, sendo a decisão final do status de
conservação das espécies tomada durante
um workshop realizado em 2002 (Machado
et al., 2005).
Reconhecendo a utilidade de listas de espécies ameaçadas, alguns estados brasileiros já
realizaram suas próprias avaliações: o
Paraná, o estado pioneiro em 1995, teve sua
lista recentemente revisada por Mikich &
Bérnils (2004); Minas Gerais (Machado et al.,
1998), acaba de realizar a revisão de sua lista
de 1998 a qual será homologada em breve
(Biodiversitas, 2006); São Paulo (São Paulo,
1998); Rio de Janeiro (Bergallo et al., 2000);
Rio Grande do Sul (Fontana et al., 2003);
Espírito Santo (Espírito Santo, 2005); e Pará
(Aleixo, 2006).
Diferentes sistemas são utilizados para
demonstrar o nível de ameaça das espécies.
Dentre estes sistemas, a lista vermelha de espécies ameaçadas da União para a
Conservação da Natureza (IUCN) é uma ferramenta amplamente utilizada entre os conservacionistas de animais silvestres
(Gärdenfors et al., 2001). A escala da ameaça
de extinção pode ser local, nacional ou global. Entretanto a não existência de um vocabulário capaz de diferenciá-las causa confusão no nível de ameaça das espécies
(Collar, 2001). A lista vermelha da IUCN foi
planejada para avaliar o risco de extinção
das espécies em um âmbito global e sua eficiência diminui para ações de conservação
em uma escala nacional (Rodríguez et al.,
2000). No Brasil as primeiras listas de espécies da fauna brasileira ameaçadas de extinção foram compiladas nas décadas de
1960-1970 (Carvalho, 1968; Coimbra-Filho &
Magnanini, 1968; ABC, 1972). Em 1989 o
Ministério do Meio Ambiente (MMA) junto
com o Instituto Nacional do Meio Ambiente
(IBAMA) prepararam a primeira lista oficial
de espécies da fauna brasileira ameaçadas de
extinção, sendo a segunda edição desta lista
publicada em 2003 (IBAMA, 2003). A elaboração desta lista iniciou-se em 1997 com a
Ponto de Vista
Avaliações de espécies ameaçadas não são
definitivas, pois à medida que novas informações são publicadas, algumas espécies
são inseridas na lista e outras são consideradas livres de ameaça (Collar et al., 1992). A
categoria “dados deficientes”, definida pela
IUCN em 1994 foi criada para descrever um
táxon cujas informações a respeito da sua
distribuição e/ou status da população são
insuficientes ou inadequados para sua classificação de ameaça (Collar et al., 1994).
Para Parker e colaboradores (1996) a prioridade de pesquisa das espécies de aves
neotropicais é baseada no conhecimento da
história natural, distribuição e taxonomia
das espécies.
O presente estudo teve como objetivos: comparar as listas de espécies de aves
ameaçadas de extinção no Brasil, nas escalas
global, através da avaliação da IUCN (2006),
nacional, através da avaliação do IBAMA
(2003) e local, através das avaliações estaduais de Minas Gerais (Machado et al., 1998),
São Paulo (São Paulo, 1998), Rio de Janeiro
25
(Bergallo et al., 2000), Rio Grande do Sul
(Fontana et al., 2003), Paraná (Mikich &
Bérnils, 2004), Espírito Santo (Espírito Santo,
2005) e Pará (Aleixo, 2006) quanto as espécies citadas e ao número de espécies
ameaçadas, por categoria de ameaça.
Comparar o nível de conhecimento das espécies listadas pelo IBAMA e IUCN através
do nível de prioridade de pesquisa proposta
por Parker e colaboradores (1996), a fim de
fornecer subsídios para futuros projetos de
conservação da avifauna brasileira.
nomenclatura popular em português segue a
proposta pelo CBRO (2006) e Sigrist (2006), a
nomenclatura popular em inglês segue a
proposta por Souza (2002), Sigrist (2006) e
Comitê de Classificação Sul Americano
(South American Classificatin Committee SCAA, 2006), os nomes subespecíficos
seguem os propostos pelas listas na qual
foram citadas. Quando houve divergência
na nomenclatura usada entre as listas e o
CBRO, o nome divergente foi destacado entre colchetes. Quando a espécie foi considerada ameaçada por uma lista e uma de suas
subespécies foi considerada ameaçada por
outra lista, o nome subespecífico foi destacado entre parênteses.
MATERIAIS E MÉTODOS
No presente estudo foram consideradas: i- a
lista vermelha de espécies de aves
ameaçadas globalmente da IUCN (IUCN,
2006), ii- a lista nacional oficial das espécies
de aves ameaçadas no Brasil do IBAMA
(IBAMA, 2003), com adição da lista de espécies quase ameaçadas apresentada por
Machado e colaboradores (2005) e iii- as listas dos estados de Minas Gerais (Machado et
al., 1998), São Paulo (São Paulo, 1998), Rio de
Janeiro (Bergallo et al., 2000), Rio Grande do
Sul (Fontana et al., 2003), Paraná (Mikich &
Bérnils, 2004), Espírito Santo (Espírito Santo,
2005) e Pará (Aleixo, 2006). As semelhanças
entre as listas global e nacional foram comparadas através dos índices qualitativos de
similaridade de Jaccard & Sorensen
(Magurran, 1988). As categorias de ameaças
propostas pelas listas da IUCN, IBAMA e estados foram comparadas, para cada espécie
de ave. O nível de conhecimento das espécies listadas como ameaçadas global e nacionalmente foi medido a partir do grau de
prioridade de pesquisa proposto na base de
dados das espécies de aves neotropicais de
Parker e colaboradores (1996). O status de
espécie endêmica do Brasil, foi avaliado
através das referências de Sick (1997),
NatureServe (2005), Olmos (2005) e Sigrist
(2006). As espécies descritas após o ano de
1995 (CBRO, 2006) foram avaliadas quanto
ao seu nível de ameaça. A nomenclatura
científica assim como a seqüência filogenética seguem a proposta pelo Comitê Brasileiro
de Registros Ornitológicos (CBRO, 2006), a
Ponto de Vista
RESULTADOS
Ao todo foram citados 494 táxons (espécies e
subespécies) de aves como ameaçadas ou
quase ameaçadas no Brasil, abarcando 23
das 26 ordens e 69 das 96 famílias que representam a avifauna brasileira (CBRO, 2006)
(ANEXO 1). A lista da IUCN cita 125 espécies globalmente ameaçadas e 98 como
quase ameaçadas. O IBAMA lista 160 táxons
nacionalmente ameaçados, sendo 44 subespécies e 53 táxons quase ameaçados, sendo 13
subespécies. Localmente, o estado de Minas
Gerais lista 83 espécies; São Paulo lista 163
táxons, sendo cinco subespécies; Rio de
Janeiro lista 82 espécies; Rio Grande do Sul
lista 127 táxons, sendo uma subespécie;
Paraná lista 68 espécies; Espírito Santo lista
81 espécies e Pará 31 táxons, sendo subespécies (TABELA 1 e ANEXO 1).
A união das listas global (IUCN) e nacional
(IBAMA) somou um total de 194 táxons de
aves ameaçadas, dos quais apenas 91 espécies são citadas pelas duas listas. A similaridade entre as espécies citadas nas listas foi
de 47% (índice de Jaccard = 0,47 e índice de
Sorensen = 0,64). Das espécies listadas por
somente uma das avaliações, 34 espécies o
são somente pela IUCN, enquanto 69 táxons
(25 espécies e 44 subespécies) são listadas
pelo IBAMA. As diferenças entre as listas incluíram, por exemplo: 38 espécies represen-
26
TABELA 1: Número de espécies ameaçadas por categoria de ameaça nas listas global da IUCN, nacional do IBAMA e local
dos estados do Paraná, Minas Gerais, São Paulo, Rio de Janeiro, Rio Grande do Sul, Espírito Santo e Pará.
Categorias
de Ameaça
NÚMERO DE ESPÉCIES AMEAÇADAS
IUCN 1
IBAMA 2
PR 3
MG 4
SP 5
RJ 6
RS 7
ES 8
PA9
EX
0
2
3
0
0
X
3
0
0
EW
1
2
0
4
20
X
7
0
0
CR
23
24
14
12
47
X
31
37
1
EN
31
47
25
27
37
X
42
18
17
VU
70
85
26
40
59
X
44
26
13
QA
98
53
-
-
-
-
-
-
-
Total
223
212
68
83
163
82
127
81
31
Legenda: EX- extinto; EW- extinto na natureza; CR- criticamente ameaçado; EN- em perigo; VU- vulnerável; QA- quase ameaçado; X- sem classificação de
ameaça; -- categoria não avaliada.
1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana et al. (2003); 8:
Espírito Santo (2005); 9: Aleixo (2006).
tadas em 44 subespécies citadas somente pelo IBAMA; das 31 espécies migratórias listadas como ameaçadas ou quase ameaçadas,
17 são citadas somente pela IUCN. Dentre as
espécies citadas pela IUCN, quatro delas, a
citar: o papagaio-de-bochecha-azul (Amazona
dufresniana); a mariquita-azul (Dendroica
cerulea); o diablotim (Pterodroma hasitata) e o
condor-dos-andes (Vultur gryphus), o CBRO
(2005) considera improvável a ocorrência no
Brasil, incluindo-as na sua lista secundária.
Além destas, cinco outras espécies: o aracuãescamoso (Ortalis squamata), o rabo-brancode-margarette (Phaethornis margarettae),obesourão-de-bico-grande (Phaethornis ochraceiventris
camargoi), a tiriba-de-orelha-branca (Pyrrhura
anaca) e o joão-do-araguaia (Synallaxis
simoni) estão em desacordo taxonômico entre as avaliações do CBRO (2006) e SCAA
(2006).
estados do sul e sudeste e não são citadas ou
são citadas como quase ameaçadas nas listas
da IUCN e do IBAMA (TABELA 3).
Dentre as 91 espécies classificadas como
ameaçadas pelas listas global e nacional, 42
(46%) são classificadas como vulneráveis, 20
(22%) em perigo, 13 (14,5%) criticamente em
perigo, uma (1%) extinta na natureza e 15
(16,5%) espécies estão em desacordo em relação à categoria de ameaça, sendo sete espécies em maior categoria de ameaça pela
IUCN e oito pelo IBAMA. Entre as espécies
listadas nas categorias extinta ou extinta na
natureza, quatro são consideradas pelo IBAMA: o mutum-de-alagoas (Mitu [crax] mitu),
a arararinha-azul-pequena (Cyanopsitta
spixii), a arara-glaucus (Anodorrhynchus
glaucus) e o esquimó-migratório (Numenius
borealis), e na lista da IUCN apenas o mutum-de-alagoas é considerado como extinto
na natureza (TABELA 2). Dentre as espécies
citadas por apenas uma destas duas listas 21
espécies são classificadas como criticamente
em perigo ou em perigo de extinção, das
quais: 11 são citadas pelo IBAMA e 10 pela
IUCN (ANEXO 1).
As listas estaduais citam um total de 356 espécies de aves ameaçadas (ANEXO 1), 32
destas espécies são classificadas como extintas ou como extintas na natureza, por pelo
menos uma dessas listas (TABELA 2) e seis
espécies são citadas em todas as listas dos
Ponto de Vista
27
TABELA 2: Espécies e subespécies classificadas como extintas e/ou extintas na natureza por pelo menos uma das listas de espécies de aves ameaçadas na avaliação global da IUCN, nacional do IBAMA e local dos estados Paraná (PR), Minas Gerais (MG), São
Paulo (SP), Rio de Janeiro RJ), Rio Grande do Sul (RS); Espírito Santo (ES) e Pará (PA)
Nome do taxon *,S
Accipiter poliogaster
Anodorhynchus glaucus
Charitospiza eucosma
Columbina cyanopis EB
Crypturellus noctivagus
(noctivagus) EB
Cyanopsitta spixii EB
Diopsittaca [Ara] nobilis
Dromococcyx phasianellus
Eleothreptus [Caprimulgus]
candicans
Falco deiroleucus
Geositta [Geobates]
poeciloptera
Harpia harpyja
Heliactin bilophus [cornuta]
Ibycter [Daptrius] americanus
Jacamaralcyon tridactyla EB
Lophornis magnificus EB
Mergus octosetaceus
Mitu [Crax] mitu EB
Morphnus guianensis
Myrmeciza ruficauda EB
Nemosia rourei EB
Neochen jubata
Numenius borealis VN
Paroaria capitata
Penelope superciliaris
(alagoensis)
Primolius [Propyrrhura]
maracana
Ramphastos vitellinus pintoi
Salvatoria [Amazona] xanthops
Spizaetus ornatus
Sporophila [Oryzoborus]
maximiliani
Sporophila bouvreuil saturata
Sporophila frontalis
Taoniscus nanus EB
Nome Polular*
IUCN1
IBAMA2
CR
QA
CR
EX
CR
jaó-do-sul
ararinha-azul
maracanã-pequena
peixe-frito-verdadeiro
QA
CR
VU
EW
bacurau-de-rabo-branco
falcão-de-peito-laranja
EN
andarilho
gavião-real
chifre-de-ouro
gralhão
cuitelão
topetinho-vermelho
pato-mergulhão
mutum-do-nordeste
uiraçu-falso
formigueiro-de-cauda-ruiva
saíra-apunhalada
pato-corredor
maçarico-esquimó
cavalaria
QA
QA
VU
QA
VU
QA
CR
EW
QA
EN
CR
QA
CR
CR
EW
QA
EN
CR
tauató-pintado
arara-azul-pequena
mineirinho
rolinha-do-planalto
MG4
EW
STATUS
SP5
RJ6
EW
X
EN
CR
EN
CR
CR
VU
EW
EX
VU
CR
CR
EX
CR
X
EW
EN
EW
CR
EW
EW
EW
VU
EW
CR
QA
QA
QA
CR
VU
VU
VU
VU
PA9
CR
EN
X
EW
X
EW
CR
X
EX
X
EW
CR
CR
EW
EW
EW
EW
EN
EN
QA
EW
EW
EW
EX
QA
ES8
VU
EN
maracanã-do-buriti
tucano-de-bico-preto
papagaio-galego
gavião-de-penacho
RS7
CR
EX
EW
EW
EW
EW
jacupemba
bicudo
caboclinho
pixoxó
inhambu-carapé
PR3
VU
EN
CR
VU
EX
EN
VU
EN
EW
EW
CR
EW
EW
CR
EW
EX
X
EW
X
X
VU
CR
CR
EW
CR
* A nomenclatura científica assim como a seqüência filogenética seguem a proposta pelo Comitê Brasileiro de Registros Ornitológicos (CBRO, 2006), a nomenclatura
popular segue a proposta pelo CBRO (2006) e Sigrist (2006), os nomes subespecíficos seguem os propostos pelas listas na qual foram citadas. Quando houve divergência na nomenclatura usada entre as listas e o CBRO, o nome divergente foi destacado entre colchetes. Quando a espécie foi considerada ameaçada por uma
lista e apenas uma de suas subespécies foi considerada ameaçada por outra lista, o nome subespecífico foi destacado entre parênteses.
S- Status: EB- Endêmica do Brasil (Sick, 1997; NatureServe, 2004; Olmos, 2005; Sigrist, 2006); VN- Visitante sazonal oriundo do hemisfério norte;
1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana et al. (2003); 8: Espírito
Santo (2005); 9: Aleixo (2006).
Legenda: QA- Quase Ameaçado; VU- Vulnerável; EN- Em Perigo; CR- Criticamente em Perigo; EW- Extinta na Natureza; EX- Extinta; X- Sem classificação de ameaça.
Ponto de Vista
28
TABELA 3: Espécies de aves citadas em todas as listas dos estados do sul e sudeste brasileiro que não são citadas ou são citadas como quase ameaçadas nas listas nacionais da IUCN e do IBAMA.
Nome do Taxon*
Triclaria malachitacea
Tinamus solitarius
Sporophila [Oryzoborus] angolensis
Spizaetus [Spizastur] melanoleucus
Spizaetus ornatus
Harpia harpyja
Nome popular*
IUCN1
QA
QA
IBAMA2
QA
QA
sabiá-cica
macuco
curió
gavião-pato
gavião-de-penacho
gavião-real
QA
QA
PR3
VU
VU
VU
EN
EN
CR
STATUS
MG4 SP5
EN
CR
CR
VU
EN
VU
EN
EN
EN
CR
EW
CR
RJ6
X
X
X
X
X
X
RS7
VU
CR
EN
CR
EW
EW
ES 8
CP
CP
CP
VU
CP
CP
* A nomenclatura científica assim como a seqüência filogenética seguem a proposta pelo Comitê Brasileiro de Registros Ornitológicos (CBRO, 2006), a nomenclatura
popular segue a proposta pelo CBRO (2006) e Sigrist (2006), os nomes subespecíficos seguem os propostos pelas listas na qual foram citadas. Quando houve divergência
na nomenclatura usada entre as listas e o CBRO, o nome divergente foi destacado entre colchetes. Quando a espécie foi considerada ameaçada por uma lista e apenas uma de suas subespécies foi considerada ameaçada por outra lista, o nome subespecífico foi destacado entre parênteses.
1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana et al. (2003); 8: Espírito
Santo (2005).
Legenda: QA- Quase Ameaçado; VU- Vulnerável; EN- Em Perigo; CR- Criticamente em Perigo; EW- Extinta na Natureza; EX- Extinta; X- Sem classificação de ameaça.
Das 194 espécies de aves listadas como global ou nacionalmente ameaçadas, 164 foram
avaliadas quanto à prioridade de pesquisa
proposta por Parker e colaboradores (1996).
Devido à um algum desacordo no conceito
taxonômico de espécie ou por terem sido
descritas recentemente, 30 espécies foram
excluídas desta análise. Os 69 táxons listados
somente pelo IBAMA foram avaliados,
porém as subespécies foram consideradas
apenas pelo seu nome específico e para
aquelas com duas subespécies o resultado
foi repetido. Dentre todas as espécies avaliadas, 86 possuem alta prioridade de
pesquisa, sendo 70% destas espécies citadas
pelas duas listas. Dentre as espécies citadas
somente pela lista da IUCN, 50% possuem
alta prioridade de pesquisa. Já para as espécies listadas somente pelo IBAMA, 43,5%,
possuem baixa prioridade de pesquisa
(FIGURA 1). Na lista da IUCN nenhuma espécie está incluída na categoria deficiente de
dados. A lista do IBAMA (2003) também não
relaciona espécies nesta categoria, mas na
reedição desta lista feita por Machado e colaboradores (2005) esta categoria foi contemplada e relaciona 69 táxons de aves, sendo 40
destes considerados ameaçados ou quase
ameaçados de extinção por outras avaliações
(ANEXO 1). Recentes reavaliações taxonômicas (CBRO, 2006; SACC, 2006) alte-
Ponto de Vista
raram a nomenclatura de 38 das espécies
relacionadas como ameaçadas ou quase
ameaçadas nas listas avaliadas; para estas
espécies o nome divergente foi destacado
entre colchetes (ANEXO 1). Das 15 espécies
descritas após o ano de 1995 as seis
primeiras descritas até o ano 2000 foram consideradas ameaçadas ou quase ameaçadas e
uma descrita em 2005 foi considerada
ameaçada (TABELA 4).
O grau de prioridade de pesquisa foi comparado entre as categorias de ameaça. Em todas as categorias de ameaça, o maior
70
Nº de espécies
50
30
10
Baixa
IUCN e IBAMA
Média
Prioridade de pesquisa
IUCN
Alta
IBAMA
Figura 1: Número de espécies das listas do IBAMA (2003)
e IUCN (2006) por nível de prioridade de pesquisa segundo Parker e colaboradores (1996)
29
número de espécies requer alta prioridade
de pesquisa e todas as espécies consideradas
extintas ou extintas na natureza requerem alta prioridade de pesquisa. Para essa análise
foram excluídas: 15 espécies citadas nas
duas listas e que estão em desacordo com relação a categoria de ameaça, além de 30 espécies excluídas devido à algum desacordo
no conceito taxonômico de espécie ou por
terem sido descritas recentemente. (FIGURA 2).
50
Nº de espécies
40
30
20
10
Baixa
Média
Prioridade de pesquisa
Vulnerável
Criticamente em perigo
Entre as espécies consideradas como
endêmicas do Brasil, 134 são consideradas
como ameaçadas ou quase ameaçadas por
pelo menos uma das listas avaliadas. São
citadas pelas listas nacional e global, 121 espécies, sendo 59,5% comum às duas listas.
Das 15 espécies (12%) listadas apenas pelo
IBAMA, duas são classificadas como criticamente ameaçadas de extinção, três em perigo de extinção, cinco vulneráveis e cinco
quase ameaçadas. Das 34 espécies endêmicas do Brasil (28,5%), listadas apenas pela
IUCN, seis são classificadas como criticamente ameaçadas de extinção, quatro vul-
Alta
Em perigo
Extinta na natureza
Figura 2: Nível de prioridade de pesquisa das espécies
ameaçadas de extinção no Brasil segundo Parker e colaboradores (1996), separados por categoria de ameaça
neráveis e 24 quase ameaçadas, 11 destas espécies são classificadas com deficiência de
dados por Machado e colaboradores (2005)
(ANEXO 1).
DISCUSSÃO
Mais de 25% das aves ocorrentes no território brasileiro (1.796 espécies segundo
TABELA 4: Espécies descritas após o ano de 1995 (CBRO, 2006) consideradas ameaçadas ou quase ameaçadas pelas avaliações da
IUCN (2006), IBAMA (2003), Paraná (Mikich & Bérnils, 2004) e Pará (Aleixo, 2006).
ANO
NOME DO TAXON
NOME POPULAR
1995
1996
1997
1998
1998
2000
2001
2002
2002
2002
2002
2003
2004
2005
2005
Stymphalornis acutirostris
Acrobatornis fonsecai
Arremon franciscanus
Antilophia bokermanni
Scytalopus iraiensis
Herpsilochmus sellowi
Suiriri islerorum
Micrastur mintoni
Pyrrhura snethlageae
Xiphocolaptes carajaensis
Caica aurantiocephala
Glaucidium mooreorum
Thamnophilus divisorius
Scytalopus pachecoi
Aratinga pintoi
bicudinho-do-brejo
acrobata
tico-tico-do-são-francisco
soldadinho-do-araripe
macuquinho-da-várzea
chorozinho-da-caatinga
suiriri-da-chapada
falcão-críptico
tiriba-do-madeira
arapaçu-do-carajás
papagaio-de-cabeça-laranja
caburé-de-pernambuco
choca-do-acre
tapaculo-ferreirinho
cacaué
IBAMA
EN
VU
QA
CR
EN
-
STATUS
IUCN
PR
EN
EN
VU
QA
CR
EN
EN
QA
-
PA
VU
Legenda:EM - em perigo; VU - vulnerável; QA - quase ameaçado; - não classificada como ameaçada.
Ponto de Vista
30
CBRO, 2006) encontra-se ameaçada ou quase
ameaçada de extinção segundo as avaliações
estaduais, nacional e global feitas para o
Brasil. Como a lista da IUCN apresenta uma
avaliação global da ameaça de extinção, uma
espécie ameaçada em apenas uma região de
sua área de distribuição, não está necessariamente ameaçada globalmente (Gärdenfors,
2001). Assim como o esperado por Gärdenfors (2001), o maior número de táxons
ameaçados (71%) foi classificado pelas avaliações estaduais, enquanto 33% foram consideradas ameaçadas pela avaliação nacional
e 26% ameaçadas em todo o mundo na avaliação global. Através das avaliações estaduais pode se registrar um grande número de
espécies e subespécies consideradas extintas
em pelo menos uma parte de sua área de distribuição original; esta situação foi definida
por Collar (2001) como extirpação. Devido à
grande extensão do território brasileiro e das
pressões regionais distintas, as listas estaduais de espécies ameaçadas fazem-se necessárias (Costa et al., 2005). Estas listas também podem ser consideradas como sinais de
alerta de problemas locais enfrentados pelas
espécies, e assim, ajudar a evitar problemas
de conservação em maiores escalas espaciais. Ao considerar subespécies, a lista do
IBAMA aponta para problemas regionais de
conservação, suprindo, em parte, a falta de
uma lista regionalizada.
pecíficos na avaliação do IBAMA, mas são
subespécies endêmicas do Brasil com distribuição restrita a ilha de Trindade (Olmos,
2005). Entre as 34 (28,5%) espécies endêmicas do Brasil que são listadas apenas pela
IUCN, como por exemplo: o joão-cipó
(Asthenes luizae), uma espécie endêmica do
Brasil e do Cerrado, restrita aos afloramentos rochosos da cadeia do espinhaço (Sick,
1997; Silva & Bates, 2002) e o cuitelão
(Jacamaralcyon tridatyla), uma espécie
endêmica do Brasil e da Mata Atlântica do
litoral sudeste (Sick, 1997) considerada como
extinta da natureza no estado de São Paulo
(São Paulo, 1998) e ameaçada nos estados de
Minas Gerais (Machado et al., 1998) e Rio de
Janeiro (Bergallo et al., 2000). Estas discordâncias envolvendo espécies endêmicas
do Brasil devem ser reavaliadas. Costa e colaboradores (2005) também identificaram
discordâncias entre as espécies de mamíferos endêmicas do Brasil citadas pelas listas
nacional e global e concluíram que algumas
delas chegam ao ponto de serem ilógicas, devido à pouca informação disponível acerca
das espécies e por haver avaliações e
opiniões divergentes na interpretação dos
dados disponíveis. Uma espécie de coruja
endêmica do Brasil, o caburé-de-pernambuco (Glaucidium moororum), foi recentemente
descrita, à beira da extinção, na Mata
Atlântica do nordeste brasileiro e os autores
a classificaram como criticamente ameaçada
(Silva et al., 2002), mas sua condição de
ameaçada ainda não foi reconhecida em
nenhuma lista.
Aproximadamente 60% das espécies
endêmicas do Brasil são apontadas como
ameaçadas ou quase ameaçadas de extinção.
Como estas espécies estão restritas a um único país, espera-se que todos os táxons
endêmicos de um país sejam incluídos nas
avaliações global e nacional (Gärdenfors,
2001). Entre as 15 espécies endêmicas do
Brasil listadas apenas pelo IBAMA o rabobranco-de-margarette, o joão-do-araguaia e
a tiriba-de-orelha-branca, não são reconhecidas como espécies válidas pelo SACC (2006),
sendo a tiriba-de-orelha-branca também não
reconhecida pelo CBRO (2006) como espécie
válida. As fragatas tesourão-grande (Fregata
minor nicolli) e a tesourão-pequeno (Fregata
ariel trinitatis) são listadas pelos nomes es-
Ponto de Vista
As maiores mudanças na composição de espécies listadas são oriundas de mudanças no
conhecimento destas espécies, sendo o aumento de conhecimento e mudanças taxonômicas, as verdadeiras mudanças no grau de
conservação (Possingham et al., 2002). Para
J.F. Pacheco e colaboradores são dois os principais avanços responsáveis pela relevante
diferença qualitativa entre a primeira e segunda edição da lista do IBAMA: a melhoria
na qualidade da informação acerca das espécies e a estrita aplicação dos critérios da
IUCN (Machado et al., 2005). Isto também
31
pode explicar algumas das diferenças apresentadas entre as avaliações do IBAMA e da
IUCN, no presente trabalho, uma vez que os
critérios são os mesmos, porém o volume de
informação disponível para a comunidade
científica brasileira é maior, devido à maior
comunicação e troca de informações científicas não publicadas sobre as espécies, entre
os ornitólogos. Por isso destaca-se a necessidade da disseminação destas informações
através de publicações em revistas renomadas e de circulação internacional, garantindo que os responsáveis pela lista da IUCN
tenham acesso e incorporem os dados nas
suas revisões. Entre as espécies descritas nos
últimos 16 anos, todas as descritas até o ano
2000 foram consideradas ameaçadas e apenas uma descrita a partir do ano de 2001 foi
consideraderada ameaçada. Dentre estas o
cacaué (Aratinga pintoi), a tiriba-do-madeira
(Pyrrhura snethlageae) e o arapaçu-do-carajás
(Xiphocolaptes carajaensis) ainda não são reconhecidas como espécies válidas pelo
SACC (2006). A não inclusão destas espécies
em nenhuma lista possivelmente se deve ao
fato de todas estas ainda serem pouco conhecidas e suas descobertas serem posteriores à data da realização das avaliações.
a arararinha-azul-pequena. Poucas espécies
da região neotropical foram estudadas em
detalhes (Parker et al., 1996) e a escassez de
dados é o maior problema para categorizar
o nível de ameaça das espécies (O’Grady et
al., 2004). As análises revelaram que a maioria das espécies ameaçadas possui conhecimento científico ruim a médio e que as espécies extintas desapareceram sem que obtivéssemos um bom conhecimento da sua
biologia, representando uma perda de
conhecimento irreparável. O desconhecimento sobre algumas espécies faz com que
muitas avaliações de status de ameaça sejam
subjetivas, o que poderia explicar em
grande parte as discrepâncias entre as listas
do IBAMA e da IUCN. O uso de ferramentas adequadas para avaliar a status de
ameaça de uma espécie, como o geoprocessamento, faz-se necessário para se evitar
avaliações equivocadas.
CONCLUSÃO
Muitas destas discordâncias podem
diminuir a confiança das decisões em conservação e dificultar a implantação de políticas públicas. Organizações locais podem ter
dificuldades para arrecadar fundos internacionais porque os patrocinadores acreditam,
erroneamente, que listas globais são mais
acuradas, diminuindo a eficiência de conservação ao nível nacional, onde as ações para
conservação causam maior impacto
(Rodríguez et al., 2000). Esforços especiais
devem ser realizados pelos ornitólogos
brasileiros, para complementar o conhecimento a respeito das espécies raras ou sob
risco de extinção, de modo a evitar que mais
espécies entrem em extinção sem sequer
terem sido conhecidas de modo adequado.
Faz-se também necessária a divulgação
deste conhecimento a respeito das espécies
ameaçadas e o uso de ferramentas adequadas para que seja possível avançar em relação às suas classificações de categorias de
ameaças.
Comparações de classificações feitas entre
níveis globais e nacionais podem mostrar algumas incompatibilidades, pois são usados
diferentes métodos que fornecem diferentes
respostas para o grau de conservação da espécie. Desta forma, diferenças entre as categorias de ameaça podem ser oriundas de
diferenças nos critérios usados na classificação ou na qualidade das informações
acessadas para cada espécie (Gärdenforns,
2001). O maior número de espécies classificadas em categorias mais altas de ameaça
pelo IBAMA contradiz a opinião de
Gärdenfors (2001) que espera que o nível de
ameaça seja menor ou igual à categoria proposta pela avaliação global, quando comparada com a avaliação nacional. O principal desacordo está na definição de extinção,
a qual deve ser reavaliada, principalmente
por duas espécies endêmicas do Brasil
estarem envolvidas, o mutum-de-Alagoas e
Ponto de Vista
32
CBRO (Comitê Brasileiro de Registros
Ornitológicos). 2006. Comitê Brasileiro de
Registros Ornitológicos, São Paulo, Brasil.
Avaliado de http: www.ib.usp.br/cbro (acessado em julho de 2006).
AGRADECIMENTOS
Agradecemos a P.M. Bizzotto pela ajuda na
redação do manuscrito e aos revisores anônimos por seus comentários. Ao CNPq pela
bolsa de pesquisador concedida à
M.Â.Marini.
Coimbra-Filho, A. F.; Magnanini, A. 1968.
Animais raros ou em vias de desaparecimento no Brasil. Anuário Brasileiro de Economia
Florestal 19: 149-177.
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ANEXO 1: Lista comparativa das espécies de aves ameaçadas e quase ameaçadas globalmente pela IUCN, nacionalmente pelo IBAMA e localmente pelos estados do Paraná, Minas Gerais, São Paulo, Rio de Janeiro, Rio Grande do Sul, Espírito Santo e Pará
NOME DO TÁXON*,S
STRUTHIONIFORMES
Rheidae (1/1)
Rhea americana
TINAMIFORMES
Tinamidae (23/6)
Tinamus solitarius
Crypturellus undulatus
(noctivagus) EB
(zabele) EB
Crypturellus variegatus
Nothura minor EB
Taoniscus nanus EB
ANSERIFORMES
Anhimidae (2/1)
Anhima cornuta
Anatidae (25/7)
Dendrocygna bicolor
Neochen jubata
Cairina moschata
Sarkidiornis sylvicola
[melanotos]
NOME POPULAR*
STATUS
IUCN1 IBAMA2 PR3 MG4 SP5 RJ6 RS7 ES8
ema
QA
macuco
jaó
QA
jaó-do-sul
QA
jaó-do-sul
inhambu-anhangá
codorna-mineira
inhambu-carapé
CR
VU
CR
QA
VU
CR
CR
VU
VU
X
CR
CR
VU
EN
CR
CR
X
EW
CR
EX
EN
VU
VU
QA
VU
VU
VU
VU
anhuma
EN
marreca-caneleira
pato-corredor
pato-do-mato
PA9
CR
EN
X
CR
EW
CR
X
QA
pato-de-crista
DD
EW
X
EN
X
VU
Continua
Ponto de Vista
35
Continuação da Anexo 1
NOME DO TÁXON*,S
Anas bahamensis
Netta eryththalma
Mergus octosetaceus
GALLIFORMES
Cracidae (22/12)
Ortalis squamata EB
Ortalis superciliaris EB
(alagoensis)
Penelope obscura
Penelope pileata EB
Penelope ochrogaster EB
Penelope jacucaca EB
Aburria [Pipile] jacutinga
Mitu [Crax] mitu EB
Crax globulosa
Crax fasciolata (pinima)
Crax blumenbachii EB
Odontophoridae (4/1)
Odontophorus capueira
(plumbeicollis)
SPHENISCIFORMES
Spheniscidae (4/3)
Spheniscus magellanicus VS
Eudyptes chrysolophus VA(S)
Eudyptes chrysocome VA(S)
PROCELLARIIFORMES
Diomedeidae (10/8)
Phoebetria fuscaVA(S)
Phoebetria palpebrata VA(S)
Thalassarche chlororhynchos VS
Thalassarche melanophris VS
Diomedea epomophora VS
Diomedea sanfordi VA(S)
Diomedea exulans VS
Diomedea dabbenena VS
Procellariidae (27/10)
Macronectes giganteus VS
Macronectes halli VS
Pterodroma hasitata OP
Pterodroma incerta VS
Pterodroma arminjoniana
Procellaria cinerea VA(S)
Procellaria aequinoctialis VS
Procellaria conspicillata VS
Puffinus griseus VS
Puffinus lherminieri
NOME POPULAR*
marreca-toicinho
paturi-preta
pato-mergulhão
STATUS
VU
VU
CR
CR
CR CR EW
aracuã-pintado
aracuã-de-sobrancelhas
PA9
VU
QA
jacupemba
jacuaçu
jacupiranga
jacu-de-barriga-castanha
jacucaca
jacutinga
mutum-do-nordeste
mutum-de-fava
mutum-de-penacho
mutum-de-bico-vermelho
DD
EN
EW
VU
QA
VU
VU
EN
EW
VU
EN
uru
DD
VU
VU
EN
EW
EN
EN
EN
EN
CR
CR
CR
VU
CR
CR
EN
pingüim-de-magalhães
pingüim-de-testa-amarela
pingüim-de-penacho-amarelo
QA
VU
VU
piau-preto
piau-de-costas-claras
albatroz-de-nariz-amarelo
albatroz-de-sobrancelha
albatroz-real
albatroz-real-do-norte
albatroz-gigante
albatroz-de-tristão
EN
QA
EN
EN
VU
EN
VU
EN
petrel-gigante
petrel-gigante-do-norte
diablotim
grazina-de-barriga-branca
grazina-de-trindade
pardela-cinza
pardela-preta
pardela-de-óculos
bobo-escuro
pardela-de-asa-larga
VU
QA
EN
VU
VU
QA
VU
CR
QA
VU
VU
VU
EN
VU
EN
VU
VU
X
CR
EN
X
CR
VU
VU
VU
VU
EN
VU
VU
VU
VU
VU
VU
EN
CR
EN
EN
VU
VU
EN
CR
Continua
Ponto de Vista
36
NOME DO TÁXON*,S
PELECANIFORMES
Phaethontidae (3/2)
Phaethon aethereus
Phaethon lepturus
Sulidae (5/2)
Morus capensis VA
Sula sula (sula)
Anhingidae (1/1)
Anhinga anhinga
Fregatidae (3/2)
Fregata minor EB,R#
Fregata ariel EB,R#
CICONIIFORMES
Ardeidae (25/3)
Tigrisoma fasciatum
Cochlearius cochlearius
Nyctanassa violacea
Threskiornithidae (9/3)
Eudocimus ruber
Mesembrinibis cayennensis
Platalea [Ajaia] ajaja
Ciconiidae (3/3)
Ciconia maguari
Jabiru mycteria
Mycteria americana
NOME POPULAR*
STATUS
rabo-de-palha-de-bico-vermelho
rabo-de-palha-de-bico-laranja
atobá-do-cabo
atobá-de-pé-vermelho
PA9
VU
VU
VU
QA
EN
biguatinga
X
tesourão-grande
tesourão-pequeno
CR
CR
socó-boi-escuro
arapapá
savacu-de-coroa
EN
CR
CR
EN
CR
CR
EN
X
CR
X
EN
guará
coró-coró
colhereiro
CR
EN
VU
maguari
tuiuiú
cabeça-seca
EN
VU
PHOENICOPTERIFORMES
Phoenicopteridae (4/2)
Phoenicopterus chilensis VS
Phoenicoparrus andinus VA(S)
flamingo-chileno
flamingo-grande-dos-andes
QA
VU
CATHARTIFORMES
Cathartidae (6/2)
Sarcoramphus papa
Vultur gryphus OP
urubu-rei
condor-dos-andes
QA
FALCONIFORMES
Accipitridae (47/19)
Leptodon cayanensis
Leptodon forbesi EB,D
Chondrohierax uncinatus
Circus cinereus
Circus buffoni
Leucopternis lacernulatus EB
Leucopternis polionotus
Buteogallus aequinoctialis
gavião-de-cabeça-cinza
gavião-de-pescoço-branco
caracoleiro
gavião-cinza
gavião-do-banhado
tauató-pintado
gavião-pombo-pequeno
gavião-pombo-grande
caranguejeiro
VU
CR
VU
X
EN
X
CR
CR
VU
CR
CR
DD
VU
VU
VU
VU
VU
VU
QA
DD
VU
QA
EN
EN
EW
EN
EN
EW
CR
VU
EN
X
X
CR
EN
VU
Continua
Ponto de Vista
37
NOME DO TÁXON*,S
Harpyhaliaetus coronatus
Busarellus nigricollis
Parabuteo unicinctus
Percnohierax [Buteo] leucorrhous
Buteo [Geranoaetus]
melanoleucus
Morphnus guianensis
Harpia harpyja
Spizaetus tyrannus(tyrannus)
Spizaetus [Spizastur]
melanoleucus
Spizaetus ornatus
Falconidae (21/4)
(pelzeni)
Herpetotheres cachinnans
Falco rufigularis
Falco deiroleucus
GRUIFORMES
Psophiidae (3/1)
Psophia viridis obscura EB
Rallidae (32/8)
Coturnicops notatus
Micropygia schomburgkii
Aramides mangle EB
Laterallus jamaicensis VA
Laterallus xenopterus D
Porzana spiloptera
Porphyrio [Porphyrula] flavirostris
Fulica armillata
Heliornithidae (1/1)
Heliomis fulica
CHARADRIIFORMES
Charadriidae (11/1)
Vanellus cayanus
Haematopodidae (1/1)
Haematopus palliatus
Scolopacidae (29/4)
Gallinago undulata
Limosa haemastica VN
Tryngites subruficollis VN
Rostratulidae (1/1)
Nycticryphes semicollaris
Laridae (8/2)
Larus atlanticus VS
NOME POPULAR*
águia-cinzenta
gavião-belo
gavião-asa-de-telha
gavião-de-sobre-branco
STATUS
EN
VU
VU EN CR
CR
VU
X
VU
EN
EN
CR
águia-chilena
uiraçu-falso
gavião-real
gavião-pega-macaco
QA
QA
QA
QA
QA
gavião-pato
gavião-de-penacho
EX
CR
EN
EN
gralhão
acauã
cauré
falcão-de-peito-laranja
DD
DD
jacamim-de-costas-verdes
EN
pinto-d’água-carijó
maxalalagá
saracura-do-mangue
açanã-preta
sanã-de-cara-ruiva
sanã-cinza
frango-d’água-pequeno
carqueja-de-bico-manchado
DD
DD
DD
QA
VU
VU
EW
EN
CR
CR
VU
X
X
VU
EW
EW
CR
EN
EN
EN
CR
X
X
CR
EW
X
VU
EN
EW
EX
CR
CR
VU
VU
CR
PA9
VU
EW
CR
EN
EN
VU
VU
VU
CR
VU
EN
VU
VU
picaparra
VU
batuíra-de-esporão
VU
piru-piru
VU
narcejão
maçarico-de-bico-virado
maçarico-esquimó
maçarico-acanelado
VU
EW
X
VU
CR
QA
EX
QA
narceja-de-bico-torto
VU
VU
gaivota-de-rabo-preto
VU
VU
VU
Continua
Ponto de Vista
38
NOME DO TÁXON*,S
Chroicocephalus [Larus]
maculipennis
Sternidae (17/5)
Gygis alba alba
Phaetusa simplex
Sterna hirundinacea
Thalasseus sandvicensis
eurygnatha
Thalasseus [Sterna] maximus
COLUMBIFORMES
Columbidae (23/7)
Claravis pretiosa
Claravis godefrida
Patagioenas [Columba]
speciosa
cayennensis
plumbea
Geotrygon violacea
PSITTACIFORMES
Psittacidae (84/35)
Anodorhynchus hyacinthinus
Anodorhynchus leari EB
Ara ararauna
Ara chloropterus
Orthopsittaca [Ara] manilata
maracana
Primolius couloni
Guaruba guarouba EB
Aratinga auricapillus EB
Aratinga pintoi EB
Pyrrhura cruentata EB
Pyrrhura lepida
(coerulescens) EB
Pyrrhura lepida (lepida) EB
Pyrrhura lepida (anerythra) EB
Pyrrhura perlata lepida
Pyrrhura leucotis EB
Pyrrhura anaca EB ,T
Pyrrhura pfrimeri EB ,T
NOME POPULAR*
STATUS
gaivota-maria-velha
PA9
X
grazina
trinta-réis-grande
trinta-réis-de-bico-vermelho
QA
trinta-réis-de-bando
trinta-réis-real
QA
VU
VU
CR
EW
X
VU
rolinha-do-planalto
pararu-azul
pararu-espelho
CR
VU
EN
CR
CR
CR
CR
pomba-trocal
CR
X
VU
X
pomba-galega
CR
VU
pomba-amargosa
juriti-vermelha
VU
arara-azul-grande
arara-azul-pequena
arara-azul-de-lear
ararinha-azul
arara-canindé
arara-vermelha-grande
maracanã-de-cara-amarela
EN
CR
CR
CR
maracanã-do-buriti
maracanã-de-cabeça-azul
maracanã-pequena
ararajuba
jandaia-de-testa-vermelha
cacaué
tiriba-grande
QA
EN
tiriba-pérola
tiriba-pérola
tiriba-pérola
tiriba-de-barriga-vermelha
tiriba-de-orelha-branca
tiriba-do-peito-cinza
tiriba-de-pfrimer
DD
EN
VU
EX
CR
EW
CR
CR
VU
EX
CR
CR
QA
VU
VU
EN
EN
CR
CR
CR
X
X
EN
EX
VU
EW
EN
QA
VU
VU
VU
QA
QA
QA
EN
EN
DD
VU
VU
X
VU
EN
X
EN
EN
X
EN
VU
EN
VU
CR
VU
Continua
Ponto de Vista
39
NOME DO TÁXON*,S
Nannopsittaca dachilleae R#
Touit melanonotus EB
Touit surdus EB
Caica [Pionopsitta]
aurantiocephala
Pionopsitta pileata
Pionus menstruus (reichenowi)
Amazona pretrei
Amazona brasiliensis EB
Amazona dufresniana OP
Amazona rhodocorytha EB
Amazona aestiva
Amazona ochrocephala
xantholaena
Amazona farinosa
Amazona vinacea
CUCULIFORMES
Cuculidae (20/7)
Coccyzus cinereus
Coccyzus euleri
Crotophaga major
Dromococcyx pavoninus
Neomorphus geoffroyi (dulcis)
Neomorphus geoffroyi (geoffroyi)
Neomorphus squamiger
STRIGIFORMES
Strigidae (22/6)
Pulsatrix perspicillata
(perspicillata)
Pulsatrix perspicillata (pulsatrix)
Strix hylophila
Strix [Ciccaba] virgata (borelliana)
Strix [Ciccaba] huhula
(albomarginata)
Glaucidium minutissimum
Asio stygius
CAPRIMULGIFORMES
Nyctibiidae (5/2)
Nyctibius grandis
Nyctibius aethereus
Caprimulgidae (24/7)
Nyctiprogne vielliardi
NOME POPULAR*
periquito-da-amazônia
apuim-de-costas-pretas
apuim-de-cauda-amarela
STATUS
QA
EN
VU
VU CR
X
EN
VU
QA
CR
X
EN
papagaio-de-cabeça-laranja
cuiú-cuiú
papagaio-galego
maitaca-de-cabeça-azul
papagaio-charão
papagaio-de-cara-roxa
papagaio-de-bochecha-azul
chauá
papagaio-verdadeiro
PA9
QA
QA
VU
VU
QA
EN
papagaio-campeiro
papagaio-moleiro
papagaio-de-peito-roxo
sabiá-cica
QA
QA
VU
VU
EN
VU
VU
EW
VU
VU
VU
EN
EN
CR
CR
CR
VU
X
CR
CR
CR
X
X
X
CR
VU
VU
QA
papa-lagarta-cinzento
papa-lagarta-de-euler
anu-coroca
peixe-frito-verdadeiro
peixe-frito-pavonino
jacu-estalo
jacu-estalo
jacu-estalo-escamoso
VU
QA
VU
EN
EN
EN
VU
CR
CR
VU
EN
EW
QA
murucututu
murucututu
coruja-listrada
coruja-do-mato
CR
DD
DD
DD
X
X
X
EN
EN
EN
VU
VU
EN
EN
CR
CR
EN
EN
QA
DD
coruja-preta
caburé-miudinho
mocho-diabo
CR
DD
VU
EN
VU
mãe-da-lua-gigante
mãe-da-lua-parda
DD
bacurau-do-são-francisco
QA
EN
VU
X
VU
VU
DD
Continua
Ponto de Vista
40
NOME DO TÁXON*,S
Nyctiphrynus ocellatus
Caprimulgus sericocaudatus
sericocaudatus)
Caprimulgus hirundinaceus
vieliardi EB
Macropsalis forcipata [creagra]
Eleothreptus anomalus
candicans
APODIFORMES
Apodidae (18/3)
Cypseloides senex
Tachornis [Reinarda] squamata
Panyptila cayennensis
Trochilidae (82/16)
Ramphodon naevius EB
Glaucis dohrnii EB
Threnetes leucurus medianus
Phaethornis idaliae EB
Phaethornis ochraceiventris
camargoi EB,T
Phaethornis eurynome
Phaethornis margarettae EB,T
Aphantochroa cirrhochloris EB
[Discosura] Popelaria
langsdorffi langsdorffi
Thalurania furcata
Thalurania watertonii EB
Hylocharis sapphirina
Augastes scutatus EB
Augastes lumachella EB
TROGONIFORMES
Trogonidae (9/1)
Trogon collaris
CORACIIFORMES
Momotidae (4/2)
Baryphthengus ruficapillus
Momotus momota
marcgraviana
GALBULIFORMES
Galbulidae (15/2)
Brachygalba lugubris (naumburgi)
NOME POPULAR*
bacurau-ocelado
STATUS
EN
bacurau-rabo-de-seda
DD
bacurauzinho-da-caatinga
bacurau-tesoura-gigante
curiango-do-banhado
QA
QA
QA
bacurau-de-rabo-branco
EN
EN
EN
EN
PA9
VU
CR
VU
taperuçu-velho
tesourinha
andorinhão-estofador
VU
EN
EN
EW
VU
CR
EN
beija-flor-rajado
balança-rabo-canela
balança-rabo-de-garganta-preta
rabo-branco-mirim
QA
EN
EN
CR
EN
EN
QA
besourão-de-bico-grande
rabo-branco-de-garganta-rajada
rabo-branco-de-margarette
beija-flor-cinza
topetinho-vermelho
EN
VU
EN
CR
VU
rabo-de-espinho
beija-flor-tesoura-verde
beija-flor-de-costas-violetas
beija-flor-safira
beija-flor-de-gravata-verde
beija-flor-de-gravata-vermelha
chifre-de-ouro
EN
EX
VU
CR
VU
QA
VU
EN
QA
QA
EW
surucuá-de-coleira
EN
juruva-verde
CR
udu-de-coroa-azul
EN
ariramba-preta
DD
CR
Continua
Ponto de Vista
41
NOME DO TÁXON*,S
NOME POPULAR*
cuitelão
Bucconidae (26/5)
Notharchus swainsoni
Nystalus [Bucco] maculatus EB
Nonnula rubecula
Monasa morphoeus
Chelidoptera tenebrosa
macuru-de-barriga-castanha
rapazinho-dos-velhos
macuru
chora-chuva-de-cara-branca
urubuzinho
PICIFORMES
Ramphastidae (21/6)
Selenidera maculirostris
(boturitensis)
Pteroglossus [Baillonius] bailloni
Pteroglossus bitorquatus
bitorquatus
Pteroglossus aracari
Pteroglossus castanotis
Picidae (50/14)
Picumnus exilis pernambucensis
Picumnus fuscus
Picumnus fulvescens EB
Picumnus limae EB
Picumnus nebulosus
Melanerpes flavifrons
Picoides mixtus
Piculus chrysochloros
(polyzonus)
(paraensis)
Piculus aurulentus
Celeus flavus
Celeus torquatus (tinnunculus)
Celeus torquatus (pieteroyensi)
Dryocopus galeatus
Dryocopus lineatus
Campephilus robustus
PASSERIFORMES
Melanopareiidae (1/1)
Melanopareia torquata
Thamnophilidae (164/39)
Mackenziaena severa
Sakesphorus luctuosus
araguayae EB
Biatas nigropectus
Thamnophilus aethiops distans
Thamnophilus aethiops incertus
STATUS
VU
QA
VU EW
X
PA9
CR
VU
VU
X
X
tucano-de-bico-preto
CR
VU
EW
araçari-poca
araçari-banana
DD
QA
CR
CR
VU
araçari-de-pescoço-vermelho
araçari-de-bico-branco
araçari-castanho
VU
pica-pau-anão-de-pintas-amarelas
pica-pau-anão-fusco
pica-pau-anão-canela
pica-pau-anão-da-caatinga
pica-pau-anão-carijó
benedito-de-testa-amarela
pica-pau-chorão
VU
DD
EN
VU
EN
X
CR
QA
QA
VU
QA
EN
VU
CR
pica-pau-dourado-escuro
VU
pica-pau-dourado-escuro
pica-pau-dourado
pica-pau-amarelo
pica-pau-de-coleira
pica-pau-de-coleira
pica-pau-de-cara-canela
pica-pau-de-banda-branca
pica-pau-rei
CR
X
X
EN
QA
CR
CR
VU
EN
VU
VU
CR
CR
EN
tapaculo-de-colarinho
CR
VU
EN
EN
borralhara
EN
choca-d’água
papo-branco
choca-lisa
choca-lisa
VU
VU
VU
EN
VU
EN
CR
EN
Continua
Ponto de Vista
42
NOME DO TÁXON*,S
Thamnophilus caerulescens
cearensis
pernambucensis
Clytoctantes atrogularis EB
Dysithamnus stictothorax
Dysithamnus plumbeus EB
Thamnomanes caesius
Myrmotherula klagesi EB
Myrmotherula minor EB
Myrmotherula urosticta EB
Myrmotherula fluminensis EB
Myrmotherula unicolor EB
Myrmotherula snowi EB
Herpsilochmus sellowi EB
Herpsilochmus pileatus EB
Herpsilochmus pectoralis EB
Herpsilochmus longirostris
Formicivora iheringi EB
Formicivora erythonotos EB
Formicivora littoralis EB
Formicivora melanogaster
Drymophila rubricollis
Drymophila genei EB
Drymophila ochropyga EB
Terenura sicki EB
Cercomacra brasiliana EB
Cercomacra laeta sabinoi
Cercomacra carbonaria
Cercomacra ferdinandi EB
Pyriglena leuconota
pernambucensis
Pyriglena atra EB
Pyriglena leucoptera
Rhopornis ardesiacus EB
Myrmeciza squamosa EB
Phlegopsis nigromaculata
paraensis
Conopophagidae (6/2)
Conopophaga lineata cearae
Conopophaga melanops
nigrifrons EB
Grallariidae (8/3)
Grallaria varia (intercedens)
Grallaria eludens R#
Hylopezus ochroleucus EB
NOME POPULAR*
STATUS
choca-da-mata
EN
choca-da-mata
choca-de-garganta-preta
choquinha-de-peito-pintado
choquinha-chumbo
ipecuá
choquinha-do-tapajós
choquinha-pequena
choquinha-de-rabo-cintado
choquinha-fluminense
choquinha-cinzenta
choquinha-de-alagoas
chorozinho-da-caatinga
corozinho-de-boné
chorozinho-de-papo-preto
chorozinho-de-bico-comprido
formigueiro-do-nordeste
formigueiro-de-cabeça-negra
formigueiro-do-litoral
formigueiro-de-barriga-preta
bicudinho-do-brejo
trovoada-de-bertoni
choquinha-da-serra
choquinha-de-dorso-vermelho
zidedê-do-nordeste
chororó-cinzento
chororó-didi
chororó-do-rio-branco
chororó-de-goiás
VU
DD
CR
QA
VU
QA
VU
PA9
X
CR
QA
VU
VU
CR
QA
CR
QA
VU
VU
VU
VU
VU
DD
QA
CR
VU
VU
EN
X
X
VU
EN
EN
VU
VU
VU
QA
EN
CR
QA
EN
CR
VU
X
X
VU
EN
EN
EN
EN
QA
QA
EN
QA
papa-taoca
papa-taoca-da-bahia
papa-taoca
gravatazeiro
formigueiro-de-cauda-ruiva
papa-formiga-de-grota
VU
EN
QA
VU
VU
VU
VU
EN
VU
EN
EN
EN
EN
EN
VU
VU
EW
EN
mãe-de-taoca
EN
chupa-dente
VU
cuspidor-de-máscara-preta
VU
tovacuçu
tovacuçu-xodó
torom-do-nordeste
VU
QA
QA
EN
VU
VU
QA
Continua
Ponto de Vista
43
NOME DO TÁXON*,S
Rhinocryptidae (10/7)
Psilorhamphus guttatus
Merulaxis ater EB
Merulaxis stresemanni EB
Scytalopus iraiensis EB
Scytalopus novacapitalis EB
Scytalopus indigoticus EB
Scytalopus psychopompus EB
Formicariidae (7/2)
Formicarius colma
Formicarius rufifrons
Scleruridae (7/4)
Sclerurus mexicanus
Sclerurus caudacutus
(caligineus)
Sclerurus caudacutus (umbretta)
Sclerurus scansor cearensis
Geositta [Geobates]
poeciloptera
Dendrocolaptidae (42/14)
Dendrocincla fuliginosa trumai
Dendrocincla turdina
Dendrocincla merula badia
Dendrocincla merula trunayi
Deconychura longicauda
zimmeri
Glyphorinchus spirurus
Drymornis bridgesii
Dendrexetastes rufigula
paraensis
Xiphocolaptes falcirostris
(franciscanus) EB
Dendrocolaptes certhia medius
Xiphorhynchus picus
Xiphorhynchus fuscus atlanticus
Xiphorhynchus guttatus
Lepidocolaptes wagleri EB
Campylorhamphus trochilirostris
(omissus)
Furnariidae (102/34)
Cinclodes pabsti EB
Phleocryptes melanops
Leptasthenura platensis
Leptasthenura setaria
Spartonoica maluroides
Oreophylax moreirae EB
Synallaxis cinerea [whitneyi]
Synallaxis infuscata EB
NOME POPULAR*
STATUS
tapaculo-pintado
entufado
entufado-baiano
macuquinho-da-várzea
tapaculo-de-brasília
macuquinho
macuquinho-baiano
QA
QA
CR
EN
QA
QA
CR
galinha-do-mato
pinto-do-mato-de-fronte-ruiva
PA9
VU
CR
EN
QA
EN
VU
EN
CR
VU
QA
vira-folha-de-peito-vermelho
EN
vira-folha-pardo
vira-folha-pardo
vira-folha
X
CR
EN
EN
VU
andarilho
QA
arapaçu-pardo
arapaçu-liso
arapaçu-da-taoca
arapaçu-da-taoca
CR
CR
VU
VU
EW
VU
CR
EN
EN
arapaçu-rabudo
arapaçu-de-bico-de-cunha
arapaçu-platino
CR
arapaçu-galinha
EN
EN
EN
VU
arapaçu-do-nordeste
arapaçu-barrado
arapaçu-de-bico-branco
arapaçu-rajado
arapaçu-de-garganta-amarela
arapaçu-de-wagler
VU
CR
EN
VU
EN
EN
EN
X
VU
CR
VU
arapaçu-beija-flor
DD
pedreiro
bate-bico
rabudinho
grimpeiro
boininha
garrincha-chorona
joão-baiano
tatac
QA
EN
VU
VU
CR
QA
QA
CR
QA
VU
CR
VU
EN
VU
EN
Continua
Ponto de Vista
44
NOME DO TÁXON*,S
Synallaxis albescens
Synallaxis rutilans omissa
Synallaxis cherriei
Synallaxis simoni EB ,T
Synallaxis kollari
Gyalophylax hellmayri EB
Limnoctites rectirostris
Thripophaga macroura EB
Asthenes baeri
Asthenes luizae EB
Phacellodomus striaticollis
Clibanornis dendrocolaptoides
Coryphistera alaudina
Acrobatornis fonsecai EB
Pseudoseisura lophotes
Anabacerthia amaurotis
Syndactyla [Philydor] dimidiatum
Simoxenops ucayalae
Philydor lichtensteini
Philydor novaesi EB
Philydor atricapillus
Cichlocolaptes leucophrus EB
Automolus leucophthalmus
(lammi)
Hylocryptus [Automolus]
rectirostris
Xenops minutus alagoanus
Megaxenops parnaguae EB
Tyrannidae (209/44)
Corythopis delalandi
Hemitriccus diops
Hemitriccus zosterops
naumburgae
Hemitriccus orbitatus EB
Hemitriccus mirandae EB
Hemitriccus kaempferi EB
Hemitriccus furcatus EB
Phyllomyias griseocapilla EBB
Myiopagis gaimardii
Elaenia ridleyana EB
Elaenia cristata
Ornithion inerme
Capsiempis flaveola
Polystictus pectoralis
(pectoralis) R#
Polystictus superciliaris EB
Euscarthmus rufomarginatus
Phylloscartes eximius
NOME POPULAR*
uí-pi
joao-teneném-castanho
puruchém
joão-do-araguaia
joão-de-barba-grisalha
joão-chique-chique
junqueiro-de-bico-reto
rabo-amarelo
lenheiro
lenheiro-da-serra-do-cipó
tio-tio
cisqueiro
corredor-crestudo
acrobata
coperete
limpa-folha-miúdo
limpa-folha-do-brejo
limpa-folha-de-bico-virado
limpa-folha-ocráceo
limpa-folha-do-nordeste
limpa-folha-coroado
trepador-sobrancelha
STATUS
VU
PA9
EN
QA
VU
QA
QA
VU
VU
DD
VU
VU
VU
VU
VU
X
VU
VU
VU
VU
QA
VU
QA
CR
VU
CR
VU
CR
CR
VU
QA
CR
QA
EN
CR
CR
CR
EN
barranqueiro-de-olho-branco
EN
fura-barreira
bico-virado-miúdo
bico-virado-da-caatinga
CR
VU
VU
VU
estalador
olho-falso
EN
EN
maria-de-olho-branco
tiririzinho-do-mato
maria-do-nordeste
maria-catarinense
papa-moscas-estrela
piolhinho-serrano
maria-pechim
cocoruta
guaracava-de-topete-uniforme
poiaeiro-de-sobrancelha
marianinha-amarela
EN
QA
QA
VU
CR
VU
QA
CR
EN
CR
QA
VU
VU
CR
EN
VU
VU
X
VU
papa-moscas-canela
papa-moscas-de-costas-cinzentas
maria-corruíra
barbudinho
QA
QA
QA
QA
VU
CR
QA
QA
EN
CR
VU
EN
Continua
Ponto de Vista
45
NOME DO TÁXON*,S
Phylloscartes kronei EB
Phylloscartes beckeri EB
Phylloscartes ceciliae
Phylloscartes roquettei EB
Phylloscartes paulista
Phylloscartes oustaleti EB
Phylloscartes difficilis EB
Phylloscartes sylviolus
Tachuris rubrigastra
Culicivora caudacuta
Rhynchocyclus olivaceus
Tolmomyias assimilis paraensis
Platyrinchus mystaceus niveigularis
Platyrinchus leucoryphus
Onychorhynchus coronatus
Onychorhynchus swainsoni EB
Cnemotriccus fuscatus fuscatus
Contopus cooperi VN
Contopus cinereus
Knipolegus franciscanus EB
Xolmis irupero
Xolmis [Heteroxolmis]
dominicanus
Alectrurus tricolor
Alectrurus risora D
Colonia colonus
Attila rufus EB
Attila spadiceus
Cotingidae (32/13)
Phibalura flavirostris
Carpornis cucullata EB
Carpornis melanocephala EB
Cotinga maculata EB
Procnias averano averano
Procnias nudicollis
Tijuca atra EB
Tijuca condita EB
Calyptura cristata EB
Lipaugus vociferans
Lipaugus lanioides EB
Xipholena atropurpurea EB
Pyroderus scutatus
Pipridae (38/13)
Neopelma pallescens
Neopelma aurifrons EB
Piprites chloris (griseicens)
Piprites pileata
Machaeropterus regulus (regulus)
NOME POPULAR*
maria-da-restinga
borboletinha-baiana
cara-pintada
cara-dourada
não-pode-parar
papa-moscas-de-olheiras
estalinho
maria-pequena
papa-piri
papa-moscas-do-campo
bico-chato-grande
bico-chato-da-copa
patinho
patinho-gigante
maria-leque
maria-leque-do-sudeste
guaracavuçu
piui-boreal
papa-moscas-cinzento
maria-preta-do-nordeste
noivinha
STATUS
VU
VU
VU
VU
VU
EN
EN
EN
EN
CR
CR
EN
QA
QA
VU
QA
X
QA
VU
QA
QA
X
VU
VU
VU
VU
VU VU EN
CR
X
VU
PA9
EN
VU
VU
QA
VU
DD
EN
EN
EN
X
X
CR
VU
EN
VU
QA
EN
QA
QA
EN
noivinha-de-rabo-preto
galito
tesoura-do-campo
viuvinha
capitão-de-saíra
capitão-de-saíra-amarelo
VU
VU
VU
tesourinha-da-mata
corocochó
sabiá-pimenta
crejoá
araponga-do-nordeste
araponga
saudade
saudade-de-asa-cinza
tietê-de-coroa
cricrió
tropeiro-da-serra
anambé-de-asa-branca
pavó
QA
QA
VU
EN
QA
VU
VU
EN
VU
CR
VU
CR
VU
VU
QA
VU
CR
VU
VU
VU
EN
VU
VU
EN
CR
CR
VU
VU
EN
VU
VU
VU
EN
CR
X
X
VU
VU
CR
EN
VU
CR
EN
QA
EN
fruxu-do-cerradão
fruxu-baiano
papinho-amarelo
caneleirinho-de-chapéu-preto
tangará-rajado
QA
EN
QA
X
X
X
CR
CR
VU
VU
VU
QA
VU
QA
X
EN
VU
EN
X
VU
EN
EN
EN
VU
Continua
Ponto de Vista
46
NOME DO TÁXON*,S
vilasboasi EB
Lepidothrix
Manacus manacus
Antilophia bokermanni EB
Antilophia galeata
Chiroxiphia pareola
Dixiphia [Pipra] pipra
(cephaleucos)
Pipra fasciicauda
Pipra rubrocapilla
Tityridae (20/4)
Schiffornis turdina (intermedius)
Laniocera hypopyrra
Laniisoma elegans EB
Iodopleura pipra (leucopygia) EB
Vireonidae (16/1)
Vireo gracilirostris EB
Corvidae (8/2)
Cyanocorax caeruleus
Cyanocorax cristatellus
Troglodytidae (18/1)
Cistothorus platensis
Polioptilidae (8/2)
Ramphocaenus melanurus
Polioptila lactea
Turdidae (17/2)
Cichlopsis leucogenys
(leucogenys) VA(N)
Turdus fumigatus
Mimidae (3/1)
Mimus gilvus (antelius)
Motacillidae (5/2)
Anthus nattereri
Anthus hellmayri
Thraupidae (85/18)
Orchesticus abeillei EB
Schistochlamys melanopis
Cissopis leverianus
Neothraupis fasciata
Conothraupis speculigera VO#
Conothraupis mesoleuca EB
Nemosia rourei EB
Cypsnagra hirundinacea
Thraupis cyanoptera EB
Tangara mexicana (brasiliensis)
Tangara fastuosa EB
Tangara seledon
Tangara cyanocephala
(cearensis)
NOME POPULAR*
dançador-de-coroa-dourada
rendeira
soldadinho-do-araripe
soldadinho
tangará-falso
STATUS
VU
DD
EN
CR
CR
CR
EN
EN
cabeça-branca
uirapuru-laranja
cabeça-encarnada
QA
flautim-marrom
chorona-cinza
chibante
anambezinho
VU
QA
QA
EN\QA
juruviara-de-noronha
QA
VU
gralha-azul
gralha-do-campo
QA
PA9
X
VU
X
VU
VU
CR
VU
CR
EN
EN
corruíra-do-campo
VU
bico-assovelado
balança-rabo-leitoso
QA
QA
sabiá-castanho
sabiá-da-mata
EN
sabiá-da-praia
QA
caminheiro-grande
caminheiro-de-barriga-acanelada
VU
sanhaçu-pardo
sanhaçu-de-coleira
tietinga
cigarra-do-campo
tiê-preto-e-branco
tiê-bicudo
saíra-apunhalada
bandoleta
sanhaçu-de-encontro-azul
saíra-de-bando
pintor-verdadeiro
saíra-sete-cores
QA
EN
X
X
EN
EN
EN
VU
X
VU
VU
CR
CR
CR
EN
VU
X
VU
QA
QA
CR
CR
EN
DD
DD
CR
EN
EW
EN
CR
EN
QA
VU
QA
VU
X
VU
saíra-militar
EN
EN
Continua
Ponto de Vista
47
NOME DO TÁXON*,S
(corallina)
Tangara peruviana EB
Tangara velia (cyanomelaena)
Tangara velia (signata)
Dacnis nigripes EB
Chlorophanes spiza
Conirostrum bicolor
Emberizidae (74/27)
Porphyrospiza caerulescens
Poospiza cinerea
Sicalis flaveola
Emberizoides ypiranganus
Embernagra platensis
Embernagra longicauda EB
Sporophila falcirostris
Sporophila plumbea
Sporophila collaris
Sporophila melanops EB,D
Sporophila nigrorufa
Sporophila bouvreuil (pileata)
Sporophila bouvreuil (saturata)
Sporophila hypoxantha
Sporophila ruficollis VS#
Sporophila palustris
Sporophila hypochroma VS#
Sporophila cinnamomea
Sporophila melanogaster EB
Sporophila [Oryzoborus] angolensis
maximiliani
Amaurospiza moesta
Arremon franciscanus EB
Coryphaspiza melanotis
(marajoara)
Gubernatrix cristata
Paroaria capitata
Cardinalidae (16/4)
Caryothraustes canadensis
frontalis
Saltator fuliginosus
Saltator atricollis
Cyanocompsa [Passerina]
brissonii
Parulidae (23/4)
Dendroica cerulea OP
NOME POPULAR*
STATUS
saíra-militar
saíra-sapucaia
saíra-diamante
saíra-diamante
saí-de-pernas-pretas
saí-verde
figuinha-do-mangue
VU
QA
VU
DD
QA
EN
QA
EN
PA9
EN
EN
X
X
EN
X
VU
campainha-azul
capacetinho-do-oco-do-pau
canário-da-terra-verdadeiro
canário-do-brejo
sabiá-do-banhado
rabo-mole-da-serra
pixoxó
cigarra-verdadeira
patativa
coleiro-do-brejo
papa-capim-do-bananal
caboclinho-do-sertão
caboclinho
caboclinho
caboclinho-de-barriga-vermelha
caboclinho-de-papo-escuro
caboclinho-de-papo-branco
caboclinho-de-sobre-ferrugem
caboclinho-de-chapéu-cinzento
caboclinho-de-barriga-preta
curió
QA
VU
DD
VU
VU
EW
EN
EN
QA
VU
VU
CR
VU
QA
EN
QA
VU
QA
VU
VU
QA
DD
VU
DD
DD
DD
DD
EN
DD
EN
VU
bicudo
negrinho-do-mato
tico-tico-do-são-francisco
mineirinho
QA
QA
QA
QA
CR
QA
QA
tico-tico-de-máscara-negra
cardeal-amarelo
cavalaria
VU
EN
VU
CR
VU
VU
VU
EN
EN
CR
CR
EN
X
X
X
EW
CR
CR
EN
VU
CR
EW
CR
EN
EN
VU
VU
VU
EN
CR
CR
EN
CR
VU
EN
VU
X
CR
VU
EW
VU
X
X
EN
VU
EN
CR
CR
EW
VU
CR
VU
EN
EW
furriel
pimentão
bico-de-pimenta
VU
azulão
QA
VU
VU
mariquita-azul
VU
X
CR
VU
Continua
Ponto de Vista
48
NOME DO TÁXON*,S
Basileuterus flaveolus
Basileuterus leucophrys EB
Phaeothlypis rivularis
Icteridae (40/7)
Psarocolius decumanus
Procacicus [Cacicus] solitarius
Curaeus forbesi EB
Agelasticus cyanopus
Xanthopsar flavus
Molothrus oryzivorus
Sturnella defilippii D
Fringillidae (18/3)
Carduelis yarrellii
Euphonia violacea
Euphonia chalybea
NOME POPULAR*
canário-do-mato
pula-pula-de-sobrancelha
pula-pula-ribeirinho
STATUS
VU
VU
VU
CR
japu
iraúna-de-bico-branco
anumará
carretão
veste-amarela
iraúna-grande
peito-vermelho-grande
CR
EN
VU
VU
VU
VU
PA9
VU
EN
EN
VU
EN
VU
VU
pintassilgo-do-nordeste
gaturamo-verdadeiro
cais-cais
VU
VU
VU
QA
EN
* A nomenclatura científica assim como a seqüência filogenética seguem a proposta pelo Comitê Brasileiro de Registros Ornitológicos
(CBRO, 2006), a nomenclatura popular segue a proposta pelo CBRO (2006) e Sigrist (2006), os nomes subespecíficos seguem os propostos pelas listas na qual foram citadas. Quando houve divergência na nomenclatura usada entre as listas e o CBRO, o nome divergente foi
destacado entre colchetes. Quando a espécie foi considerada ameaçada por uma lista e apenas uma de suas subespécies foi considerada
ameaçada por outra lista, o nome subespecífico foi destacado entre parênteses.
S- Status: EB- Endêmica do Brasil (Sick, 1997; NatureServe, 2004; Olmos, 2005; Sigrist, 2006); VS- Visitante sazonal oriundo do sul do continente; VN- Visitante sazonal oriundo do hemisfério norte; VO- Visitante sazonal oriundo de áreas a oeste do território brasileiro; VAVagante (espécie de ocorrência aparentemente irregular no Brasil; pode ser um migrante regular em países vizinhos, oriundo do sul [VA
(S)], do norte [VA (N)] ou de oeste [VA (O)], ou irregular num nível mais amplo [VA]); D- Status desconhecido; R#- Residente, mas não confirmado; Demais espécies residentes (CBRO, 2006). T- Espécies com divergências taxonômicas entre as listas (CBRO, 2006; SACC, 2006).
1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana
et al. (2003); 8: Espírito Santo (2005); 9: Aleixo (2006).
Legenda: DD- Deficiente em Dados; QA- Quase Ameaçado; VU- Vulnerável; EN- Em Perigo; CR- Criticamente em Perigo; EW- Extinta na
Natureza; EX- Extinta; X- Sem classificação de ameaça.
Ao lado da família entre parênteses: Número total de espécies na família / Número total de espécies ameaçadas na família, considerando
a lista primária e secundária do CBRO (2006).
Ponto de Vista
49
Mônica Barcellos Harris – Claudia Arcângelo – Elaine Cristina Teixeira Pinto – George Camargo
Mário Barroso Ramos Neto – Sandro Menezes Silva
Estimativa da perda de cobertura vegetal
original na Bacia do Alto Paraguai e Pantanal
brasileiro: ameaças e perspectivas
Mônica Barcellos Harris, MSc
• Diretora do Programa para o Pantanal da Conservação Internacional/CI-Brasil; atualmente Corporate
Partnership Manager, Fauna & Flora International – FFI, Cambridge, UK;
Claudia Arcângelo
• Especialista em SIG do Programa para o Pantanal da Conservação Internacional/CI-Brasil;
Elaine Cristina Teixeira Pinto
• Especialista em Áreas Protegidas do Programa para o Pantanal da Conservação Internacional/CI-Brasil;
George Camargo1, MSc
• Analista de Biodiversidade do Programa para o Pantanal da Conservação Internacional/CI-Brasil;
Mário Barroso Ramos Neto, Dr
• Gerente do Programa Cerrado da Conservação Internacional/CI-Brasil e;
Sandro Menezes Silva, Dr
• Gerente do Programa para o Pantanal da Conservação Internacional/CI-Brasil.
RESUMO. Foi realizado um levantamento da situação atual da cobertura vegetal original da Bacia do
Alto Paraguai (BAP), incluindo o Pantanal brasileiro e seu entorno, utilizando imagens de satélite
MODIS. Os resultados obtidos mostram que a situação da área analisada é preocupante, pois até 2004
perto de 44% da vegetação original foi completamente suprimida. Dos 87 municípios incluídos na
BAP, 59 apresentaram mais da metade de seus respectivos territórios com a cobertura vegetal suprimida; 22 desmataram áreas maiores que 80% e 19 tiveram áreas de vegetação original suprimidas superiores a 90% de seus respectivos territórios. No Pantanal, a supressão da vegetação nativa até 2004
representou cerca de 17% de sua área original, totalizando aproximadamente 25.750 km2. O Mato
Grosso do Sul é responsável por 11% desse valor. Estudos anteriormente realizados no Pantanal
revelaram uma taxa de 0,46% de desmate por ano entre 1990–2000, valor que chegou a 2,3% por ano
nesse estudo. A principal causa é a expansão das áreas de pastagem e atividades correlatas no
Pantanal. Com base nessas informações, se mantido o ritmo atual de supressão da cobertura vegetal,
dentro de pouco mais de 45 anos a vegetação original do Pantanal terá desaparecido completamente.
PALAVRAS-CHAVE: ameaças, Cerrado, conservação, desmatamento, áreas úmidas.
(BAP) ocupa uma área de aproximadamente
600.000 km2 na América do Sul, dos quais
363.442 km2 estão em território brasileiro. O
Pantanal brasileiro, totalmente inserido na
BAP, tem extensão de 147.629 km2, representando cerca de 41% da bacia. A região das
nascentes dos rios da BAP ocupa uma área de
215.813 km2, localizada nos planaltos do seu
entorno, que representa 59% da área da Bacia.
Isso significa que uma porção significativa da
INTRODUÇÃO
A Bacia do Alto Rio Paraguai e o
Pantanal Brasileiro
O rio Paraguai nasce em território brasileiro e
sua bacia hidrográfica abrange uma área de
1.095.000 km2. A Bacia do Alto Paraguai
1
[email protected]
50
Estimativa da perda de cobertura vegetal original na Bacia do Alto Paraguai e Pantanal brasileiro: ameaças e perspectivas
drenagem hidrográfica central do continente
sul-americano depende da BAP (ANA et al.,
2004). O Pantanal é considerado a maior área
úmida do mundo e foi declarado Patrimônio
Nacional pela Constituição Brasileira de 1988,
além de abrigar sítios de relevante importância internacional pela Convenção de Áreas
Úmidas - RAMSAR. Contempla ainda áreas
de Reserva da Biosfera, declaradas pela
UNESCO em 2000 (Harris et al. 2005). Para
Olson et al. (1998), o Pantanal é uma área de
grande significado para a conservação, devendo ser priorizada em programas regionais e
merecendo especial atenção devido à sua vulnerabilidade aos principais vetores de impacto atuantes na região.
2003). Em 1718, a descoberta de ouro em
Cuiabá atraiu um contingente populacional
para a região e, no entorno das minas, estabeleceram-se engenhos de cana, lavoura e
pecuária, que contribuíram muito para a ocupação do território. Porém, as minas se esgotaram no século XIX e a região ficou abandonada por longo tempo (Por et al., 2003). No início do século XX, a região voltou a prosperar
com a chegada de pecuaristas e das primeiras
atividades industriais no Pantanal: fabricação
de caldo e extrato de carne e curtição de couro.
Nas décadas de 1950 e 1960, a caça do jacarédo-pantanal (Caiman yacare) foi uma das atividades mais lucrativas da região, pois as peles
abasteciam o crescente mercado internacional.
Essa atividade foi responsável pelo declínio
substancial das populações de jacarés e, mesmo com a proibição da caça, ocorrida em 1967,
a atividade só cessou na década de 1980,
quando o mercado internacional passou a exigir peles legalizadas (Verdade, 2004).
Por localizar-se numa região de contato entre
diferentes regiões naturais, como o cerrado, as
florestas amazônicas e da bacia do rio Paraná
e o chaco boliviano, a fauna e flora do
Pantanal foram constituídas e ainda dependem de elementos desses biomas (Cartelle,
1994; Mourão et al., 2004). As populações silvestres no Pantanal são dinâmicas e têm seus
deslocamentos fortemente influenciados pelas
oscilações climático-hidrológicas que ocorrem
anualmente na região. O ciclo hidrológico e a
dinâmica hídrica, representados principalmente pela alternância de períodos de secas e
de cheias, são condicionantes ambientais que
garantem a alta biodiversidade e mantêm o
funcionamento ecológico de toda a região
(ANA et al., 2004; Harris et al., 2005). Neste
contexto, as áreas de entorno do Pantanal,
onde se encontram as nascentes dos rios que
o constituem, ao mesmo tempo em que
contribuem para o aporte demográfico das
espécies silvestres para a planície, também
constituem refúgios para a fauna nos períodos
desfavoráveis, abrigando espécies que se
deslocam para evitar as enchentes e os extremos climáticos.
Ainda na década de 1980, outro ciclo de exploração de ouro trouxe para a região milhares de pessoas, principalmente de São
Paulo, Santa Catarina, Rio Grande do Sul e
Paraná. Nessa mesma época, a expansão da
fronteira agrícola trouxe para a planície
agricultores de várias regiões do Brasil, motivados pelos baixos preços das terras na região
(Por et al., 2003).
Atualmente, a base da economia regional é a
pecuária de corte praticada de forma extensiva, uma vez que a agricultura é pouco recomendada para a planície pantaneira, devido principalmente às inundações periódicas e
aos solos pouco férteis. A agricultura ficou
mais restrita aos planaltos que circundam a
planície pantaneira, onde tem sido um importante vetor de degradação ambiental. Em
geral, a pecuária regional não apresenta tratos
culturais
específicos,
ocasionando
degradação do solo, principalmente erosão e
compactação, além de incêndios, queimadas
e desmatamentos para estabelecimento de
pastagens (BRASIL, 1997). Além disso, a fiscalização precária associada ao desconheci-
A ocupação humana no Pantanal
O processo de ocupação do Pantanal pelo
homem iniciou-se no século XVII com os bandeirantes paulistas em busca de pedras, metais
preciosos e indígenas (Costa, 1999; Por et al.,
51
mento da legislação e à falta de conscientização sobre a importância ambiental do
Pantanal, permite que atividades predatórias
como a pesca e a caça clandestina sejam
ameaças, exercendo grande pressão sobre a
fauna, principalmente nos períodos reprodutivos (Mourão et al., 2004).
Conservação do Pantanal e do
Cerrado no seu entorno
Os diferentes ambientes terrestres e aquáticos
do Pantanal propiciam uma enorme riqueza
de espécies, muitas delas com populações relativamente abundantes. Essa riqueza é inferior quando comparada à Amazônia e à Mata
Atlântica (Mourão et al., 2004; Camargo, 2003).
Entretanto, o Pantanal é um dos últimos lugares
do mundo que abriga populações numerosas
de espécies globalmente ameaçadas, como a
arara-azul (Anodorhynchus hyacinthinus), a ariranha (Pteronura brasiliensis) e o cervo-do-pantanal (Blastocerus dichotomus).
A atividade turística vem se expandindo nos
últimos anos na região da BAP. A facilidade de
observar a fauna silvestre, num ambiente relativamente preservado, e as belezas cênicas
das serras da Bodoquena e de Maracaju, além
das já tradicionais paisagens pantaneiras, são
grandes atrativos para os turistas, que têm
chegado à região cada vez em maior número.
Apesar da crescente e grande potencialidade
do turismo como fonte de renda aos proprietários rurais, ainda não se dispõe de infra-estrutura instalada e regulamentação de uso, de
modo a oferecer um serviço de qualidade,
com segurança aos visitantes e conservação
adequada dos ambientes naturais. A exceção é
o município de Bonito, localizado ao sul do
Pantanal, que conta com uma boa capacidade
instalada (Trevelin, 2003).
As espécies globalmente ameaçadas que ocorrem no Pantanal e no Cerrado em seu entorno
possuem diferentes requerimentos ecológicos.
Por exemplo, as ariranhas vivem basicamente
em rios não-poluídos com estoques de peixes
suficientes para manter suas populações
viáveis (Waldemarin, 2003). Os locais de reprodução e abrigo desta espécie são numerosos e freqüentemente estabelecidos em
barrancos onde existam trechos de mata ciliar
preservada. Assim, as maiores ameaças a esta
espécie são, de forma conjugada, a sobrepesca, a erosão dos barrancos provocada
pela movimentação da água e pela retirada da
cobertura vegetal, e a poluição das águas. Isso
ilustra a importância da manutenção do mosaico de vegetação terrestre e aquática natural
na BAP como estratégia básica para a
manutenção da diversidade biológica.
Estudos recentes indicam que pode ocorrer
uma perda de até 25% das espécies de aves associadas à mata de galeria apenas se houver a
destruição dos ambientes naturais vizinhos à
mata, mesmo que ela permaneça intocada
(Machado, 2000). A redução excessiva das
áreas com vegetação nativa também pode
provocar a extinção de espécies de aves, que
não sobrevivem em fragmentos de pequena
dimensão, conforme mostrado no estudo de
Hass (2002).
Nos últimos anos vários empreendimentos
de mineração estão se instalando em alguns
municípios da BAP (IBGE, 1998), atividade
que gera forte impacto visual, causa assoreamento e modifica a trajetória dos corpos
d’água, contaminando as bacias com dejetos
de diferentes origens e incrementando
processos erosivos, com conseqüente descaracterização da paisagem (Almeida et al.,
2003; Dias, 1994). Esse processo de colonização, aliado à implantação de grandes projetos econômicos, como é o caso do gasoduto
Brasil-Bolívia e das mineradoras na região de
Corumbá, por exemplo, está gradativamente
modificando a paisagem pantaneira e sua
região de entorno (Fonseca et al., 1995). A remoção da vegetação, principalmente nos
planaltos onde se situam as nascentes dos
rios que formam o Pantanal, tem acelerado a
destruição de hábitats, sendo a principal
causa do assoreamento dos rios na planície e
da intensificação das inundações (Mourão et
al. 2004).
Porém, apesar do conhecimento sobre a
relevância do Pantanal e do seu entorno para
a manutenção dos recursos hídricos e para a
52
conservação da biodiversidade regional, há
poucas áreas que garantem a proteção da BAP.
A partir de dados oficiais obtidos na Secretaria
de Meio Ambiente do Mato Grosso do Sul
(SEMA/MS) e no Instituto Brasileiro de Meio
Ambiente e Recursos Naturais Renováveis
(IBAMA), apenas 2,9 % da BAP e 4,5% da área
do Pantanal estão protegidos por algum tipo
de unidade de conservação. Dos 363.442 km2
da dimensão da BAP, apenas 10.596 km2 encontram-se protegidos na forma de unidade
de conservação de proteção integral (19
unidades públicas) e de 34 reservas particulares. Na área de planície que abrange os dois
estados (147.629 km2) são somente cinco
unidades públicas e 16 reservas particulares,
totalizando 6.757,99 km2. No Pantanal do
Mato Grosso do Sul, existe apenas uma
unidade de conservação pública: o Parque
Estadual do Pantanal do Rio Negro, ainda em
processo de implementação, e que protege
apenas 0,5% do Pantanal nesse estado.
soluções espaciais variando de 250 a 1.000 m.
Com boa resolução temporal (imageamento
diário), os produtos disponíveis são composições de 16 ou 32 dias, disponíveis com
diferentes graus de correções. A facilidade de
utilização do sensor MODIS deve-se ao fato
de os dados já serem georreferenciados e de
sua distribuição ser gratuita.
Para a identificação dos remanescentes, as bandas de qualidade foram eliminadas e os valores
dos índices e das bandas foram normalizados.
O processo de classificação foi ‘não-supervisionado’, gerando inicialmente 50 classes.
Essas classes foram agrupadas e separadas,
com uso de sensores de maior resolução, nas
classes de remanescente e não-remanescente.
Em casos duvidosos sobre a resposta espectral,
foram feitas visitas a campo para verificar a
adequação da fisionomia local dentro das classes consideradas. Cerca de 60 visitas a campo
foram necessárias para a validação. Foram consideradas na classe remanescente todas as
classes de vegetação nativa (florestas, cerrados,
campos naturais e áreas úmidas) e na classe
não-remanescente as classes de uso (agricultura, pecuária em pastagens plantadas, reflorestamentos, áreas urbanas etc) e áreas naturalmente sem cobertura vegetal (corpos d’água).
O objetivo desse trabalho foi avaliar a quantidade de vegetação original que já foi suprimida na Bacia do Alto Paraguai, incluindo o
Pantanal brasileiro, procurando relacionar o
processo às suas causas e sugerir algumas
ações que podem mitigar suas conseqüências,
com vistas à conservação da região.
As imagens de satélite e informações oficiais
utilizadas formam o melhor conjunto de dados disponível até o momento. Entretanto,
considerando a resolução das imagens de
satélite utilizadas, que não é a mais refinada, e
o esforço limitado de verificação em campo,
os resultados podem apresentar certa margem
de erro; foi adotada uma postura conservativa
em relação às estimativas de áreas com vegetação nativa, optando por classificar como
“área nativa remanescente” quando da dúvida sobre uma área em análise, procedimento
que seguramente subestimou áreas
degradadas, especialmente com a vegetação
campestre.
MATERIAL E MÉTODOS
Avaliação da supressão da vegetação
com uso de imagens de satélite
Para a identificação dos remanescentes de
vegetação foi utilizado o produto MOD13Q1
(MODIS/Terra Vegetation Indices 16-Day L3
Global 250m SIN Grid), que conta com as bandas 1, 2, 3 e 7 (MOD09) e os índices NDVI e
DVI. O sensor MODIS (Moderate Resolution
Spectroradiometer), lançado em 1999 a bordo
da plataforma TERRA e posteriormente a bordo da plataforma AQUA (2002), foi configurado para fornecer dados sobre a dinâmica da
biosfera terrestre e opera com 36 bandas espectrais, das quais sete são semelhantes às do
sensor ETM+, fornecendo um recobrimento
global e contínuo a cada dois dias, com re-
As diferenças na utilização do sensor MODIS
para a classificação do uso do solo e das fisionomias vegetais ainda estão em processo de
aperfeiçoamento. Diferente da clareza de
53
resposta que este sensor apresenta para florestas, a identificação de alvos com estrutura
da vegetação mais aberta ainda é problemática,
principalmente para as áreas de campo, pastagens plantadas em certas épocas e, dependendo das culturas, para as áreas de agricultura.
No entanto, é possível trabalhar com este sensor em áreas onde se tem disponível informação de outros sensores com maior resolução
espacial, como por exemplo o LANDSAT.
RESULTADOS
O desmatamento na BAP em relação aos estados e municípios
Considerando a área total da Bacia do Alto
Rio Paraguai – BAP - de 363.442 km2, dos
quais 215.813 km2 formam a região de planaltos e 147.629 km2 compreendem a planície do
Pantanal brasileiro, a análise das imagens de
satélite mostra que até 2004 a cobertura vegetal original da BAP era de 161.845 km2, ou seja, 44,5% da área total da Bacia (FIGURA 1).
Nos planaltos, a retirada da vegetação original
atingiu 63% de sua extensão total, e na planície do Pantanal este valor ficou em torno de
17,5%. A retirada da cobertura vegetal original
na BAP é maior que a extensão total da planície do Pantanal, sendo grande parte na região
do planalto (TABELA 1).
Para a área da BAP estava disponível a cobertura pelo LANDSAT ETMVII de 2002 (imagem
e classificação), o que facilitou o processo de
discriminação dos alvos. Considerando o
tamanho original do pixel (250 x 250 m = 6,25
ha) áreas pequenas - entre 1 a 10 hectares – são
difíceis de ser identificadas. Foi considerado
que o tamanho mínimo maleável deve ser de
50 ha, eliminado assim um conjunto muito
grande de remanescentes, principalmente na
região fora da planície.
Toda a área da BAP está inserida nos estados
brasileiros de Mato Grosso e Mato Grosso do
Sul, sendo 48% no primeiro e 52% no segundo. A maior parte dos planaltos está localizada no estado de Mato Grosso (123.508 km2 57% da região de planaltos), enquanto a maior
parte da planície do Pantanal está no estado
de Mato Grosso do Sul (95.958 km2 - 65% da
área do Pantanal).
Licenças para supressão da vegetação
Foi realizado o levantamento das licenças
para supressão da vegetação nativa, emitidas
pela Secretaria Estadual de Meio Ambiente do
Mato Grosso do Sul entre 2002 e 2004, publicadas no Diário Oficial. A partir desses dados,
foi feita uma estimativa da taxa de desmatamento legalizado anual da área total dos municípios deste estado na BAP e no Pantanal.
O Mato Grosso foi o estado que apresentou a
maior área de vegetação original suprimida:
88.785 km2, ou seja, 24% da BAP. O estado de
Mato Grosso do Sul possui atualmente 73.060
km2 de área desmatada (20% da área da BAP).
Dos 161.845,98 km2 de área desmatada na
BAP, 55% se encontram no estado de Mato
Grosso e 45% no estado de Mato Grosso do Sul
(TABELA 2).
As causas e algumas conseqüências da supressão
da vegetação nativa na BAP são abordadas e,
com base em alguns efeitos já observados em certos locais da região, são recomendadas algumas
ações de âmbito técnico e político.
TABELA 1. Cobertura vegetal original, cobertura suprimida e vegetação original remanescente no Pantanal, no Planalto e na
Bacia do Alto Paraguai com seus valores de representação com relação à BAP, Brasil
Cobertura
vegetal
Pantanal
km2
(% da BAP)
147.629
25.743
121.886
41
7
34
original
Total
Suprimida
Remanescente
Planalto
(% do
km2
(% BAP)
215.813
136.103
79.7101
59
37
22
Pantanal)
100
17
83
54
BAP
(% do
km2
(%)
363.442
161.846
201.596
100
44
56
Planalto)
100
63
37
TABELA 2. Desmatamento da vegetação original nos estados de Mato Grosso e Mato Grosso do Sul, Brasil, com as respectivas proporções na região dos planaltos, na planície do Pantanal e na Bacia do Alto Paraguai
Região
Bacia do Alto Paraguai - BAP
Região de Planaltos da BAP
Planície do Pantanal - BAP
Área
desmatada
(km2)
Mato Grosso
Proporção
da área
da BAP
88.785
79.775
9.010
24%
37%
6%
Em relação aos planaltos, dos 136.102 km2
suprimidos até 2004, aproximadamente 59%
encontram-se no estado de Mato Grosso e
41% em Mato Grosso do Sul. Esses valores
representam, respectivamente, a perda de
37% e 26% da cobertura vegetal original dos
planaltos da BAP.
Proporção
da área total
desmatada
na BAP
Área
desmatada
(km2)
55%
59%
35%
73.061
56.328
16.733
Mato Grosso do Sul
Proporção
Proporção
da área
da área total
da BAP
desmatada
na BAP
20%
26%
11%
45%
41%
65%
Número de municípios
24
21
18
15
12
9
6
No Pantanal, a retirada da vegetação original
até 2004 representou em torno de 17% de sua
área total (aproximadamente 25.750 km2;
FIGURA 1 - pág. 56), sendo 11% no Pantanal
sul-mato-grossense e 6% no Pantanal matogrossense. Em termos absolutos, Mato Grosso
responde por 35% e Mato Grosso do Sul por
65% do total de área desmatada no Pantanal.
3
0
0-
21
-4
0%
41
-5
0%
51
-6
0%
61
0%
-7
71
-8
0%
Porcentagem de área municipal desmatada
Figura 2: Número de municípios da Bacia do Alto
Paraguai por classes de porcentagem de desmatamento
Onde: número de municípios; porcentagem de área municipal desmatada
A taxa anual de desmatamento no Pantanal
entre 1990 e 2000 foi estimada em 0,46% (veja
Silva et al., 1998; Padovani, et al. 2004). Entre
2000 e 2004, a taxa passou de 0,46% para 2,3%
ao ano, ou seja, em apenas cinco anos (2000 a
2004) a taxa de desmatamento anual quintuplicou com relação ao período anterior de dez
anos (1990 a 2000).
(FIGURA 2; FIGURA 3 - pág. 57). Dentre
estes, 19 municípios dos dois estados apresentaram até 2004 áreas desmatadas superiores a 90% de seu território, sendo 15 municípios localizados no Mato Grosso e quatro no
Mato Grosso do Sul (FIGURA 3). De todos os
municípios que integram a BAP, 25% deles
têm mais que 80% de suas áreas originais desmatadas, 68% apresentam desmatamento superior a 50% e apenas 5% (cinco municípios)
possuem 20% ou menos de área territorial
desmatada.
Na área da Bacia do Alto Rio Paraguai estão
localizados 87 municípios; 53 no estado de
Mato Grosso e 34 no Mato Grosso do Sul. No
geral, todos esses municípios apresentam territórios com avançado grau de desmatamento. Cinqüenta e nove municípios apresentam
mais de 50% da vegetação original alterada e
apenas 28 deles apresentam entre 12% e 49%
de área desmatada (FIGURA 2). Vinte e dois
desses municípios desmataram áreas superiores a 80% de suas áreas territoriais oficiais
%
20
Deve ser lembrado que esses percentuais correspondem somente à porção territorial do
município localizado na BAP, que pode variar bastante, especialmente nos municípios localizados na região planáltica.
55
%
00
81
-1
Figura 1: Bacia do Alto Rio Paraguai – BAP e Pantanal Brasileiro com as áreas que tiveram a vegetação original suprimida
56
Figura 3: Estimativa de supressão da vegetação original por município integrante da Bacia do Alto Pantanal, Brasil.
57
de 2.506,57 km2 (TABELA 3). Os municípios
com as maiores áreas licenciadas para desmate localizam-se integralmente na planície
pantaneira, como Corumbá, Porto Murtinho e
Aquidauana (TABELA 3; FIGURA 4). Os municípios com as maiores áreas licenciadas
para desmate são os mesmos que apresentaram áreas desmatadas superiores a 80% de
seu território na BAP.
Licenciamento governamental para
supressão da vegetação na BAP em
Mato Grosso do Sul
Entre janeiro de 2002 e setembro de 2004, a
Secretaria Estadual do Meio Ambiente de
Mato Grosso do Sul (SEMA/MS) expediu
1.218 licenças para supressão da vegetação,
totalizando uma área licenciada aproximada
TABELA 3 – Municípios e as respectivas áreas licenciadas para supressão da vegetação e respectivo número de licenças expedidas
entre janeiro de 2002 e setembro de 2004 (apenas municípios de Mato Grosso do Sul que integram a Bacia do Alto Paraguai, Brasil)
Municípios
Corumbá
Porto Murtinho
Aquidauana
Ribas do Rio Pardo
Camapuã
Caracol
Miranda
Bonito
Campo Grande
Rio Verde de Mato Grosso
Bela Vista
Sonora
Coxim
Costa Rica
Nioaque
Anastácio
Corguinho
Alcinópolis
Terenos
Jaraguari
Dois Irmãos do Buriti
Pedro Gomes
Maracaju
Jardim
São Gabriel do Oeste
Bodoquena
Sidrolândia
Bandeirantes
Antônio João
Rio Negro
Guia Lopes
Ponta Porá
Rochedo
Ladário
Total
Área Licenciada para Desmate (km2)
342,49
283,10
218,73
211,00
159,21
144,87
130,30
120,93
100,43
88,58
78,90
67,21
61,67
60,18
56,23
49,42
42,86
35,71
33,15
28,97
24,12
24,05
22,56
21,42
18,76
17,34
17,26
13,07
10,21
9,25
7,07
4,70
2,12
0,69
2.506,57
58
Número de Licenças Expedidas
66
102
70
105
132
53
39
75
55
37
41
12
18
58
43
30
29
25
42
21
15
6
15
18
19
13
25
16
6
13
10
6
2
1
1218
Figura 4: Estimativa de perda da cobertura vegetal original por município integrante da Bacia do Alto Paraguai no estado de Mato
Grosso do Sul e respectiva área licenciada para desmate entre janeiro de 2002 e setembro de 2004
59
Silva et al. (1998) mostrou que até 1990/91
somente 3,9% da área encontrava-se desmatada, como resultado do sistema
hidrológico regional que, através dos seus
ciclos de inundação, regula os ritmos da vida no Pantanal, que naturalmente o protegem contra o avanço da fronteira agrícola. No referido estudo, apenas a área da
planície pantaneira foi considerada, diferentemente do presente estudo, onde toda
a Bacia do Alto Paraguai (BAP) foi analisada. Já o estudo realizado por Padovani et
al. (2004) concluiu que em 2000 a área desmatada no Pantanal chegava a 12.182 km2,
o que totaliza 8,8% da área total do
Pantanal. Dessa extensão desmatada, cerca
de 35% localiza-se no MT e 65% no MS, estado que tem a maior proporção de área na
planície pantaneira.
DISCUSSÃO
A área de vegetação original do Pantanal
suprimida entre 2000 e 2004, estimada
nesse estudo, foi de 3.395,5 km2 (2,3%),
representando no período uma perda de
área natural relativamente menor que valores estimados para os outros biomas
brasileiros, como a Amazônia, o Cerrado e
a Mata Atlântica.
Na Amazônia, onde o Instituto de
Pesquisas Espaciais – INPE – vem monitorando o desmatamento desde o início
dos anos 1990, a área desmatada entre 2001
e 2002 saltou de 18.166 km2 para 25.476
km2, um dos maiores valores registrados
desde o início do monitoramento. Dentre
as principais causas destacam-se a extração
de madeira, a expansão da cultura da soja
e a implantação de obras de infra-estrutura, com benefícios bastante concentrados e
custos sociais elevados (Margulis, 2003).
As maiores taxas de desmatamento observadas por município da BAP reúnem em
sua maioria municípios com território na
porção planáltica, o que pode ser explicado
pela pressão para conversão dessas áreas
para agricultura e pecuária. Quando comparados com os dados de Silva et al. (1998),
alguns municípios continuam sendo aqueles que têm as maiores áreas desmatadas,
como Rio Verde de Mato Grosso e Porto
Murtinho, esse último quase totalmente localizado na planície pantaneira. Padovani et
al. (2004) reiteram essa tendência nos municípios acima citados, incluindo também
Coxim, que tem áreas tanto na planície como no planalto do entorno, bastante pressionadas pelas atividades agropecuárias.
Para o Cerrado, o estudo realizado por
Machado et al. (2004) mostrou que até 2002
cerca de 55% da área original do domínio já
havia sido convertida. Uma estimativa com
base na média dos valores de três estudos
sobre a área modificada do cerrado no
Brasil aponta para uma taxa anual de desmatamento de aproximadamente 1,1%,
valor que, ao considerar o que resta da área
original e a extensão atual das áreas protegidas, levaria o cerrado ao desaparecimento no ano de 2030.
No domínio da Mata Atlântica, o monitoramento do desmate vem sendo realizado de forma sistemática desde 1990 (SOS
Mata Atlântica / INPE, 2002). A área desmatada para o último período avaliado
(1995-2000) atinge 4.032,53 km2, lembrando que restam somente cerca de 7% da superfície remanescente do domínio, a maior
parte dentro de áreas protegidas e áreas de
preservação permanente (SOS Mata
Atlântica / INPE, 2002).
Os municípios de Miranda e Bodoquena no
MS, e Cáceres no MT, exibem uma tendência preocupante. Somente este último se
encontrava entre aqueles que Silva et al.
(op. cit.) mostraram ter valores relativamente altos de desmatamento nos anos de
1990/91, estando os demais entre os que
apresentaram as menores taxas de conversão da vegetação original. Atualmente, esses três municípios encontram-se entre
aqueles que já têm entre 40 e 60% da área
de vegetação original suprimida, com
Para o Pantanal, o estudo realizado por
60
tendência de aumento desses valores em
virtude da quantidade de licenças de desmatamento concedidas e também da área
licenciada para supressão vegetal pela
Secretaria de Meio Ambiente do Mato
Grosso do Sul. O município de Miranda,
por exem-plo, teve entre 2002 e 2004 uma
área total licenciada de mais de 130 km2.
relativo de focos de calor no período considerado. O mesmo ocorreu em Aquidauana, onde a ocupação por rebanhos bovinos
está entre 75 e 100% da área municipal, superior aos valores de Corumbá e Porto
Murtinho.
Harris et al. (2005) relataram como uma
das principais ameaças ao Pantanal a perda
de hábitats, decorrente da supressão da
vegetação original, principalmente devido
às atividades agropecuárias. Práticas associadas à agricultura e à pecuária, como a
introdução de espécies forrageiras exóticas
e o uso do fogo para renovação das pastagens, acentuam esse impacto. Além disso,
o desmatamento nas regiões de cerrado localizadas nas cabeceiras dos rios tem
provocado erosão e assoreamento dos rios,
alterando os fluxos e regimes hidrológicos
no Pantanal, com conseqüências negativas
para a biodiversidade regional.
Segundo Machado e colaboradores (2004),
entre os anos 1985 e 1993 a perda da área
do bioma Cerrado foi em média de 1,5% ao
ano. Tendo como base essa taxa de conversão, seria esperado que a BAP e o Pantanal
perdessem aproximadamente 5.500 km2 ao
ano. O alto índice atual de desmatamento
no Pantanal (2,3%), corroborado pela compilação das licenças emitidas pela SEMA/MS, indica que grande parte do ritmo
de desmatamento na planície é respaldada
legalmente pelo governo estadual. No
Pantanal, os municípios mais desmatados
(com área desmatada superior a 80%) são
os que têm maiores áreas licenciadas para
desmate, como é o caso de Corumbá, Porto
Murtinho e Aquidauana.
A situação da BAP é crítica e preocupante.
O impacto imediato da eliminação da vegetação original, com supressão e queda da
qualidade dos hábitats, é a perda de biodiversidade. A destruição da vegetação original também torna os solos mais suscetíveis
à degradação, com a lixiviação de nutrientes, a alteração de suas propriedades físicas e a contaminação por defensivos agrícolas (Rodrigues & Filho, 2001). Os processos hidrológicos modificados devido à retirada da cobertura vegetal comprometem
os ciclos de cheia e seca, em grande parte
responsáveis por toda a riqueza biológica
da região do Pantanal.
Confrontando os resultados apresentados
com indicadores socioeconômicos do município de Corumbá, o município com maior
área na planície pantaneira, por exemplo,
nota-se que, embora tenha apresentado incremento na atividade pecuária nos últimos
anos, o Índice de Desenvolvimento Humano (IDH) permaneceu praticamente o
mesmo: de 0,723 em 1991 para 0,771 em
2000 (IBGE – www.ibge.gov.br; PNUD –
www.pnud.org.br). Cerca de 75% da área
do município de Corumbá está ocupada
por pastagens, muitas ainda no sistema de
manejo extensivo característico da região.
Corumbá é um dos municípios que apresentou aumento no número de focos de
calor entre 2002 e 2004, provavelmente
decorrente do uso das queimadas para
abertura de novas áreas de pastagens. O
município de Porto Murtinho, inteiramente loca-lizado na planície pantaneira,
apresenta situação semelhante à de
Corumbá, porém com um menor número
A Secretaria de Meio Ambiente do Mato
Grosso do Sul (SEMA/MS) e o próprio
IBAMA admitem limitações de estrutura e
pessoal para fiscalizar as ações. Adicionalmente, se por um lado o Ministério do
Meio Ambiente – MMA (MMA, 2002) trabalha para que o percentual de áreas protegidas no Pantanal e Cerrado aumente (hoje
as unidades de conservação representam
2,9% da área original da BAP e apenas 1,6%
da planície), o Ministério da Agricultura
61
trabalha com uma perspectiva de utilização de mais de um milhão de quilômetros
quadrados adicionais para expansão da
agricultura, o que certamente vai acelerar o
processo de desmatamento na BAP e no
Pantanal. A maior ameaça à BAP de
maneira geral, e ao Pantanal especificamente, é a conversão de seus ambientes
naturais em monoculturas exóticas, como a
soja e pastagens, além de atividades associadas ou decorrentes destas, como as carvoarias.
Grosso do Sul, são os principais produtores
regionais. Ainda entre os dez maiores rebanhos do país estão os municípios de
Cáceres, Camapuã e Aquidauana, todos localizados em áreas da BAP (disponível em
www.ibge.gov.br).
Outro fator que ameaça a região é a ação
das carvoarias, que tem avançado muito
rapidamente na região do Pantanal no
Mato Grosso do Sul. Essa atividade está intimamente associada à pecuária, pois parte
da supressão ve-getal no Pantanal é resultado de parcerias entre fazendeiros, interessados em aumentar a área de pastagem
e donos de carvoarias, que necessitam de
madeira para viabilizar seus negócios. A
SEMA/MS está tentando regulamentar
este tipo de atividade na região, porém os
técnicos do órgão admitem que a estrutura
de fiscalização é insuficiente para coibir as
irregularidades, que muitas vezes extrapolam a esfera ambiental e atingem o âmbito
social e trabalhista. Estima-se que existam
cerca de cinco mil carvoarias em atividade
no Mato Grosso do Sul. Somente em seis
cidades do Pantanal, há atualmente 28 carvoarias em processo de regulamentação.
Apenas em uma carvoaria, situada próxima ao rio Aquidauana, em região de baías
e áreas alagadas, existem 246 fornos ativos
e 106 pessoas empregadas, produzindo
mensalmente a média de 3.000 m2 de
carvão, suficientes para encher trinta carretas. A produção vai para siderúrgicas de
Mato Grosso do Sul e Minas Gerais (Corrêa
e Oliveira, 2005).
Informações obtidas no banco de dados do
IBGE
(Sidra
–
disponível
em
http://www.ibge.gov.br) indicam que a
área ocupada pela cultura da soja tem aumentado enormemente no país. De acordo
com o anuário estatístico do agronegócio
de 2003, mesmo considerando que a tecnologia tem aumentado a produtividade,
que passou de aproximadamente 2,5
toneladas por hectare em 1995 para 2,9
toneladas por hectare em 2002, a área plantada tem aumentado em uma proporção
muito maior. A área destinada ao plantio
da soja praticamente dobrou de tamanho,
indicando que este momento do mercado
pode estar atraindo cada vez mais pessoas
para a atividade (Dias, 1994). De modo
contrário, culturas tradicionais na região,
como a mandioca, associada a pequenas
propriedades, têm decaído ao longo do
tempo.
A pecuária, ainda a principal atividade,
apresentou um crescimento em 2003 de
5,5% em relação ao ano anterior. A região
Centro-Oeste detém o maior rebanho bovino do país (69,9 milhões de cabeças) com
um crescimento de 6,59%, acima da média
nacional. Os estados do Mato Grosso do
Sul e Mato Grosso são os principais produtores de gado, concentrando, respectivamente, 12,8% e 12,6% do rebanho brasileiro. Nove entre os dez maiores rebanhos
bovinos brasileiros estão em municípios da
região Centro-Oeste. Os municípios de
Corumbá (Pantanal) e Ribas do Rio Pardo
(região planáltica da BAP), ambos no Mato
A atual tendência de desenvolvimento
econômico, empreendida pelo governo estadual, que objetiva implantar na planície e
entorno do Pantanal grandes obras de infra-estrutura, de produção energética e de
exploração e beneficiamento minerosiderúrgico, não tem encontrado obstáculos nos diferentes setores da sociedade, salvo por exceções entre as organizações nãogovernamentais que atuam na questão socioambiental. Há uma clara percepção
nesse setor de que, caso os projetos de de-
62
senvolvimento econômico sejam implantados no Pantanal, sem os devidos cuidados
ambientais, os processos hidrológicos
serão seriamente comprometidos em curto
prazo e, conseqüentemente, a estabilidade
climática regional também. Em médio prazo, estima-se uma irreversível perda de
biodiversidade, decorrente tanto da substituição de área naturais por plantios para o
abastecimentoenergético, como pelos deslo-camentos de populações silvestres locais, levando a extinções regionais e até
mesmo extinções globais.
A situação atual revela que as políticas
públicas adotadas para a região da BAP, incluindo a região do Pantanal, estão muito
longe das reais necessidades de conservação e uso sustentável deste patrimônio,
somadas a uma aparente inoperância do
poder público em fazer cumprir a regulamentação já existente. Com base em todos
os argumentos aqui apresentados e com a
finalidade de salvaguardar esse patrimônio natural, recomenda-se:
1 - Alinhar as ações das diferentes esferas
do poder público (municipal, estadual
e federal) para definir políticas públicas, regulamentações e critérios de uso
racional que considerem a fragilidade
ecológica do Pantanal e seu entorno,
entendendo toda esta área como um
conjunto de paisagens interdependentes que necessitam de uma atenção
diferenciada. Experiências recentes de
ocupação em outras regiões do país, e
até mesmo na região, mostram que os
custos para recuperar áreas degradadas
são bem maiores do que aqueles
necessários para a adoção de medidas
preventivas;
CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
A sobreposição das informações de supressão de vegetação com os dados do
IBGE referentes ao aumento do rebanho
bovino, das atividades agrícolas, aos focos
de calor e ao Índice de Desenvolvimento
Humano (IDH), permite concluir que a expansão da atividade pecuária está relacionada com o aumento da área desmatada
na planície do Pantanal. Na região de entorno do Pantanal, nos planaltos onde
nascem os principais rios que correm para
a planície, houve aumento da área de cultivo (algodão, cana, milho e soja – IBGE –
www.ibge.gov.br), que se impõe como
principal fator de retirada ou alteração da
vegetação original.
2 - Revisar a legislação vigente referente às
áreas de proteção permanente e reservas legais para a região da BAP, considerando que as especificidades da
região demandam uma legislação devidamente adequada e que leve em consideração os ritmos hidrológicos e biológicos da área, especialmente no Pantanal.
Esse assunto foi discutido no workshop
Bases Técnico-Científicas para uma
Política de Áreas Úmidas para o
Pantanal, promovido pelo Centro de
Pesquisas do Pantanal (CPP) e organizado pela Universidade Federal do
Mato Grosso (UFMT) e pela EMBRAPA
Pantanal em 2005;
Os resultados apresentados nesse estudo
indicam que as condições da vegetação nativa da BAP estão seriamente comprometidas, devido principalmente ao aumento da
pressão de ocupação humana, associada à
falta de critério e fiscalização na emissão de
licenças para desmate expedidas pelo governo. Os resultados aqui apresentados
mostram que, se a taxa de desmatamento se
mantiver em 2,3% ao ano, dentro de pouco
mais de 45 anos a cobertura vegetal original
do Pantanal estará perdida completamente
e/ou modificada de tal forma que será improvável reconstituir o complexo climáticohidrológico, a exuberância das águas e da
rica biodiversidade regional.
3 - Criar sítios RAMSAR na região do
Pantanal brasileiro, dando o devido reconhecimento à região em virtude de
suas características intrínsecas, espe-
63
cialmente se considerado que constitui
a maior planície inundável do mundo e
abriga várias espécies ameaçadas de extinção em âmbito nacional e global;
cumprimento das diretrizes estabelecidas no Plano da Bacia do Alto Paraguai
(PCBAP, 1997);
7 - O comprometimento atemporal do
poder público no licenciamento e na
fiscalização de empreendimentos que
provoquem impactos sobre a região da
BAP, analisando-os com profundidade
e com base em critérios técnico-científicos, sociais, econômicos e ambientais, e
confrontando-os com a sua real necessidade de instalação e operação;
4 - Integrar as políticas de conservação e
uso dos recursos naturais entre os estados de Mato Grosso e Mato Grosso do
Sul, adequando as legislações e promovendo esforços conjuntos de licenciamento, fiscalização e proteção na
área da BAP e Pantanal. Promover a integração multinacional com os demais
países relacionados à região, em especial Bolívia e Paraguai, reconhecendoos como agentes importantes para o
dese-nho de uma estratégia comum de
conservação e desenvolvimento sustentável;
8 - Um amplo programa de restauração
ambiental nas áreas já degradadas e
que estejam em discordância com a legislação vigente, atribuindo aos responsáveis pela degra-dação o ônus de
custear este processo e envolvendo os
diferentes setores da sociedade civil no
apoio técnico para a rea-lização dessas
ações.
5 - Implantar um sistema de unidades de
conservação que seja representativo em
termos das principais paisagens da
área, com vistas a conservar no mínimo
10% da região e complementar os esforços da sociedade civil na criação de
áreas protegidas privadas na região.
Essa estratégia deve necessariamente
passar pela criação de um mosaico de
unidades de conservação de proteção
integral e de uso sustentável, estas últimas complementando as primeiras no
sentido de garantir áreas-núcleo onde a
manutenção das populações naturais
das espécies da fauna e da flora esteja
garantida. Neste sentido, é uma ação
prioritária garantir que as unidades de
conservação já criadas sejam imediatamente implantadas e devidamente
manejadas;
AGRADECIMENTOS
Somos especialmente gratos ao Dr.
Alexandre Raslan, promotor de justiça do
Mato Grosso do Sul, que coletou sistematicamente as informações das licenças para
desmate publicadas no D.O.U. e aos nossos
parceiros da OIKOS – Cooperativa de
Trabalho Socioambiental - que compilaram
todas essas informações. Agradecemos ainda a Carlos Firkowski, Marc Dourojeanni e a
um revisor anônimo pela leitura crítica e recomendações valiosas ao manuscrito final.
6 - A criação e manutenção de um fundo
para a conservação do Pantanal e da
BAP, que possa ser revertido para a implantação e manejo das UCs, para a
manutenção das atividades tradicionais
e de baixo impacto (pecuária extensiva,
plantio de mandioca, etc) e para a regulamentação do turismo ecológico. Entre
outras ações, recomenda-se também o
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66
Avaliação da idade das árvores usadas como ninho da arara-azul no Pantanal mato-grossense
Avaliação da idade das árvores usadas como
ninho da arara-azul no Pantanal mato-grossense
Antônio dos Santos Júnior, MSc1
• Programa de Pós-graduação em Ecologia e Conservação
Universidade Federal de Mato Grosso do Sul - UFMS
Iria Hiromi Ishii, Dr
• Universidade Federal de Mato Grosso do Sul – UFMS - Campus de Corumbá
Neiva M. R. Guedes, Dr
• Coordenadora do Projeto Arara Azul
Universidade para o Desenvolvimento do Estado e da Região do Pantanal - UNIDERP
Fernando Lara R. de Almeida
• Graduando em Ciências Biológicas
Universidade Federal de Mato Grosso do Sul – UFMS - Campus de Corumbá
RESUMO
Sterculia apetala é uma espécie-chave para a conservação da arara-azul, pois 94% dos
ninhos desta ave são abrigados nesta espécie arbórea. Nossos objetivos foram: (1) determinar a taxa de crescimento de S. apetala, (2) estimar a idade das árvores que
abrigam cavidades-ninho cadastradas pelo Projeto Arara Azul e (3) fornecer subsídios
ao plano de conservação da arara-azul no Pantanal. A área de estudo compreendeu
florestas semideciduais de cordilheiras em fazendas nas sub-regiões do Miranda,
Aquidauana e Nhecolândia. Os métodos utilizados neste estudo foram análises de
anéis anuais, ou dendrocronologia, em árvores já utilizadas como ninhos da araraazul. Observou-se que as árvores-ninho distribuem-se em árvores a partir de 60 anos
de idade. Considerando a idade das árvores que abrigam cavidades e a sua constante
perda, há uma tendência à diminuição na disponibilidade de ninhos naturais para a
arara-azul nas próximas décadas, tornando a ave dependente do aporte de sítios reprodutivos artificiais disponibilizados por projetos de conservação.
Palavras-chave: arara-azul, cavidades-ninho, conservação, Pantanal, Sterculia apetala.
INTRODUÇÃO
tropical, compondo o dossel ou estrato
emergente (Janzen, 1972; Cristóbal, 1983).
No Pantanal, o manduvi cresce dentro de
fragmentos naturais de floresta semidecídua não inundável (Ratter et al., 1988).
Johnson et al. (1997) apontam que S. apetala
vem sofrendo com o manejo inadequado
dos ambientes, resultante da atividade
pecuária, inferido a partir das diferentes
Sterculia apetala (Jacq.) Karst, denominada
no Pantanal de “manduvi” (Pott e Pott,
1994) é uma árvore decídua, de crescimento rápido, grande porte e com distribuição
1
[email protected]
67
Antônio dos Santos Júnior – Iria Hiromi Ishii – Neiva M. R. Guedes – Fernando Lara R. de Almeida
densidades de indivíduos jovens de manduvi em áreas sem gado bovino, com gado
durante seis meses do ano e com gado durante doze meses do ano. Este estudo
mostrou que a densidade de plântulas de
S. apetala foi inversamente proporcional ao
tempo de presença do gado bovino, fato
que pode ser resultado de herbivoria ou
pisoteio de plântulas pelo gado e/ou
queimadas, durante a época de estiagem
(Padovani et al., 2004). Todos estes fatores
podem interferir na estrutura e dinâmica
da população de S. apetala, de forma que
estudos que os investiguem isoladamente
devem ser realizados (Guedes, 1995).
As populações de plantas têm sua estrutura e dinâmica afetadas por herbívoros,
patógenos ou por alteração do hábitat por
atividades humanas, ou pela associação
destes fatores (Harris et al., 2005). Vários
estudos têm demonstrando o grande impacto de mamíferos herbívoros sobre espécies de plantas (Crisp e Lange, 1976;
Gómez et al., 2003).
Figura 1 - Casal de araras-azuis (Anodorhynchus
hyiacinthinus) ocupando cavidade-ninho em tronco de
Sterculia apetala. Fazenda Caiman, sub-região do
Miranda.
Foto: Luciano Candisani (Arquivo Projeto Arara
Azul/UNIDERP).
Sterculia apetala é uma espécie importante
para uma parcela significativa da fauna
pantaneira. Durante a estação seca que
acomete o Pantanal, época de aparente escassez de alimentos, as sementes desta árvore são excessivamente consumidas por
diversos animais, como: araras, macacos e
roedores, devido ao grande teor de
macronutrientes que contêm (Chaves et al.,
2004; Lorenzi, 1998; Pott e Pott, 1994).
Aproximadamente, 17 espécies de aves utilizam as cavidades abrigadas nos troncos
de S. apetala como hábitat reprodutivo, tais
como o gavião-relógio e a arara-vermelha
(Guedes, 2002). Entretanto, a principal
razão para o desenvolvimento de investigações acerca das relações ecológicas do
manduvi é o fato dessa árvore ser uma espécie-chave para a conservação da araraazul (Anodorhynchus hiacinthynus). No
Pantanal, 94% dos ninhos dessa ave estão
em cavidade nos troncos de indivíduos desta espécie arbórea de S. apetala (FIGURA 1)
(Pinho e Nogueira, 2003; Guedes, 1993).
A arara-azul é o maior representante da
família Psittacidae, atingido mais de um
metro de comprimento. São aves sociais,
com populações sedentárias que podem
fazer pequenas migrações diárias para alimentação e/ou reprodução (Guedes, 1993).
É uma espécie de ave ameaçada de extinção (Nunes et al., 2006) e os principais
fatores apontados como causadores do seu
declínio populacional são a captura de indivíduos para o comércio ilegal de animais
silvestres e a descaracterização do ambiente por queimadas ou desmatamentos
(Guedes, 2002).
A relação da arara-azul com S. apetala é especialmente interessante, pois ambas as espécies são sensíveis às atividades humanas,
servindo como indicadoras de sustentabilidade de empreendimentos econômicos no
68
Pantanal. Assim, a caracterização dos fatores que afetam a reprodução e o recrutamento tanto da arara-azul como a S. apetala,
e a interação entre estas espécies, embasarão discussões sobre como as atividades econômicas devem ser desenvolvidas para que conserve a biodiversidade na
região do Pantanal.
A existência de fatores ambientais que limitam anualmente o crescimento de árvores
nos trópicos, como seca (Fahn et al., 1981),
inundação periódica (Ishii, 1998; Worbes,
1989) e fotoperíodo (Cardoso, 1991), induzem à formação de anéis anuais
(Schweingruber, 1988). Assim, a partir de
técnicas derivadas da dendrologia é possível conhecer a idade das árvores.
Aplicando técnicas dendrocronológicas em
S. apetala que abrigam as cavidades-ninho
de A. hyacinthinus, pode-se caracterizar a
estrutura etária de sua população. Com
base nessas informações, sugestões de
manejo da população da árvore poderão
ser propostas para prover a oferta satisfatória de cavidades-ninho para a araraazul.
Cavidades em árvores constituem um recurso limitante para aves que as utilizam
para nidificação. A redução na sua disponibilidade, pela perda de árvores maduras
com cavidades naturais ou com porte suficiente para sua construção, pode resultar
em baixas taxas de recrutamento das aves e
na gradual redução de suas populações.
Por exemplo, o psitacídeo australiano
Polytelis swainsonii, espécie vulnerável à extinção, depende de cavidades em galhos e
troncos de árvores de Eucalyptus spp. para
sua reprodução. No entanto, as áreas de
florestas remanescentes onde ocorrem estão sendo removidas para serem substituídas por plantios de soja (Manning et al.,
2004). Na Europa, duas espécies de picapau (Dendrocopos leucotos na Finlândia e
Dendrocopos major na Inglaterra), que se reproduzem em cavidades de árvores senis
ou mortas, estão com suas populações
ameaçadas de extinção pelo manejo florestal promovido pelo homem, no qual florestas maduras de carvalhos (Quercus spp.)
são substituídas por florestas de coníferas
para exploração comercial (Smith, 1997;
Virkkala et al., 1993).
Os objetivos deste estudo foram: (1) determinar a taxa de crescimento de S. apetala,
(2) estimar a idade das árvores que
abrigam cavidades-ninho cadastradas pelo
Projeto Arara Azul e (3) fornecer subsídios
ao plano de conservação da arara-azul no
Pantanal.
MATERIAL E MÉTODOS
A amostragem foi realizada nas seguintes
localidades: (1) Fazenda Santa Emília
(19º30’24”S – 55º36’00”W), base de estudos
da Universidade para o Desenvolvimento
do Estado e da Região do Pantanal –
UNIDERP, sub-região do Aquidauana; (2)
Estância
Caiman
(19º56’23”S
–
56º14’26”W), fazenda de pecuária e turismo ecológico, base de campo do Projeto
Arara Azul, sub-região do Miranda; (3)
Fazenda Nhumirim (19º00’52”S –
56º38’38”W), base de pesquisas da EMBRAPA Pantanal e propriedades adjacentes, sub-região da Nhecolândia (Silva e
Abdon, 1998) (FIGURA 2). Em todas as
áreas as amostragens foram realizadas em
cordilheiras com floresta estacional semidecidual; descrições refinadas do ambiente
são encontradas em: Ratter et al., 1988;
Silva et al., 2000; Salis, 2004.
De forma similar, a população de araraazul pode ser reduzida a níveis críticos devido à carência de um número apropriado
de sítios de nidificação (Guedes, 1995).
Deste modo, estudos sobre idade de recrutamento de árvores adultas de S. apetala como cavidades-ninho para a arara-azul são
importantes, pois fornecerão informações
sobre a disponibilidade de cavidades hoje e
no futuro, por intermédio de previsões sobre dinâmica de suas populações (Garcia et
al., 1999; Hucthings, 1997; Boot e Gullison,
1995).
69
Figura 2 - Situação dos sítios de amostragem na planície pantaneira. Adaptado de Silva e Abdon 1998.
Edição de figura Macieira, A. (Instituto Arara Azul).
De acordo com a classificação climática de
Köppen, o Pantanal possui clima tropical
subúmido (Aw), com média em torno de
1.100 mm anuais de chuva, com estação
chuvosa de outubro a março e relativamente seca de abril a setembro. A temperatura média anual é de 26 ºC, podendo
ocorrer geada esporádica (Soriano, 1997;
Cadavid García, 1984). Tais características
do clima da planície pantaneira induzem a
formação de camadas de crescimento anual
em espécies arbóreas, quer pela inundação
excessiva (Ishii, 1998), quer pela carência de
disponibilidade de água (Worbes, 1989).
do peito (DAP) (1,30 m do solo) com fita
diamétrica.
Para descrição macroscópica das camadas
de crescimento amostraram-se seis árvores
de S. apetala conforme o método destrutivo
apresentado por Worbes (1989), observando as recomendações de IAWA Commitee
(1989). Somente árvores que abrigavam
cavidades cadastradas, utilizadas pela
arara-azul e monitoradas durante os últimos anos, mas que quebraram na altura do
ninho, foram amostradas pelo método
destrutivo. Essas árvores se quebraram na
altura da cavidade-ninho após tempestades, ventanias, ou desmatamentos, inviabilizando sua ocupação pela arara-azul
(Guedes, 2002). Para confirmação da
existência dos anéis anuais de crescimento,
em três dessas seis árvores foi aplicado o
método da lesão cambial, que consiste na
remoção de parte da casca da árvore, técnica conhecida como janela de Mariaux
Em cada um dos sítios de trabalho foram
amostradas árvores adultas de S. apetala. A
amostragem buscou árvores que abrigam
cavidades-ninho cadastradas pelo Projeto
Arara Azul e outras árvores próximas, tanto menores quanto maiores em diâmetro
que as árvores-ninho. Em todas as árvores
amostradas foi medido o diâmetro à altura
70
(Déttiene, 1989). Todas as amostras encontram-se depositadas na xiloteca do
Herbário COR/UFMS.
qualidade do solo entre (Adámoli 1982) e
dentro das sub-regiões (Salis 2004) ou por
outros fatores abióticos que limitam o
crescimento, que sofrem variações espaciais e temporais, tal como a diferença de
pluviosidade entre sub-regiões, que atua
no regime do pulso de inundação (Junk e
Silva 1999), refletindo a altura e tempo de
inundação. O manduvi, que é uma espécie
de árvore que cresce em manchas de solo
eutrófico (Ratter et al. 1988), tem seu crescimento fortemente influenciado por esta
variação espacial. Os dados de idade e
diâmetro referentes às árvores-ninho
cadastradas em cada região são apresentados na TABELA 2.
Apesar de ser um método destrutivo e
que demanda tempo, é considerado um
dos mais seguros em estudos, tendo sido
utilizado com sucesso em árvores de
matas ciliares inundáveis do Pantanal
(Ishii, 1998).
Posteriormente, para a definição dos limites
das camadas de crescimento amostraram-se
mais 46 árvores de S. apetala usando o método não-destrutivo, que emprega a sonda de
Pressler (increment borer) (Worbes et al.
2003), para então calcular a taxa de crescimento radial médio anual das árvores,
tomando-se o raio da amostra dividido pelo
número de camadas de crescimento da árvore (idade), conforme se segue.
TABELA 1: Taxa de Crescimento Radial Médio, dada
em milímetros, de 52 árvores de S. apetala nas subregiões investigadas no Pantanal, MS
SUB-REGIÃO
Aquidauana
Miranda
Nhecolândia
Total
TC = Rm/i
TC = taxa de crescimento radial anual médio
Rm = raio médio da amostra
i = idade (número de camadas)
MÉDIA (MM) + DP*
3,58±0,61
3,81±0,48
2,97±0,35
3,44
Onde: DP: desvio padrão
TABELA 2 – Idade e diâmetro das árvores de S. apetala cadastradas como sítio reprodutivo pelo Projeto
Arara Azul nas sub-regiões investigadas no Pantanal
RESULTADOS
A madeira de S. apetala apresenta cerne
marrom-avermelhado distinto do alburno
amarelo-claro. As camadas de crescimento
são distintas e individualizadas por parênquima marginal terminal. As lesões provocadas no tecido cambial mostram com
clareza a formação de apenas uma camada
de crescimento durante o ano nas três árvores de S. apetala amostradas.
SUB-REGIÃO
Miranda
Miranda
Miranda
Miranda
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Nhecolândia
Nhecolândia
As taxas de crescimento radial médio anual das árvores de S. apetala nas sub-regiões
investigadas são apresentadas na TABELA
1. Com estes dados, nota-se que o crescimento das árvores de S. apetala é diferente
entre as sub-regiões investigadas (ANOVA; N=52; gl=49,2; F=15.465; P<0,001). A
diferença de crescimento entre sub-regiões
deve ser explicada ou pela variação da
N
19
14
19
52
IDADE (ANOS)
96
74
71
89
107
72
83
104
97
83
69
96
114
86
DAP** (CM)
105
77,9
74
98
85,5
76
73
106,5
73
73
62,5
90
91
78
Onde: DAP diâmetro à altura do peito, aproximadamente 1,30 m da superfície do chão
71
idade (Número de camadas de crescimento)
Comparando a resposta do crescimento das
árvores-ninho, é possível observar que na
sub-região da Nhecolândia as árvores são
mais velhas e com menor diâmetro, enquanto as árvores da sub-região do
Miranda, no outro extremo, são mais
jovens, apresentando maior diâmetro. Na
sub-região do Aquidauana foi encontrada a
árvore-ninho mais jovem, com 69 anos.
Modelos gerais lineares gerados para cada
uma das sub-regiões a partir idade das árvores amostradas, dada em número de camadas de crescimento, em virtude do
tamanho, em DAP, mostram-se com grande
poder de predição, explicando 97% da variação dos dados em Miranda (FIGURA 3),
87%, em Aquidauana (FIGURA 4) e 68%,
na sub-região da Nhecolândia (FIGURA 5).
Diâmetro na altura do peito (cm)
Figura 4 - Modelo de regressão linear da idade em
virtude do diâmetro do tronco na altura do peito, a 1,3
m do solo, para árvores de Sterculia apetala na subregião do Aquidauana, Pantanal, MS (GLM; N=19; gl=
18; F=122,88; r2= 0,87; P=0,0001; y=0,9658x+5,7373).
m do solo, para árvores de Sterculia apetala na subregião da Nhecolândia, Pantanal, MS (GLM; N=19; gl=
18; F=36,429; r2= 0,682; P=0,0001; y=0,635x+36,933).
m do solo, para árvores de Sterculia apetala na subregião do Miranda, Pantanal, MS (GLM; N=14; gl= 13;
F=463,845; r2= 0,975; P=0,0001; y=0,8209x+10,609).
72
Assim, observa-se que os modelos lineares gerados apresentam grande aplicabilidade ecológica. Isso, porque permitem a
previsão da faixa etária em que determinada árvore de S. apetala, em uma das
populações
avaliadas,
apresentará
condições de abrigar cavidades-ninho
para a arara-azul, apesar de haver um aumento na variação dos pontos conforme
as árvores tornam-se maiores, o que pode
ser efeito das grandes raízes tabulares que
S. apetala apresenta para se sustentar com
o aumento da idade. Estas, muitas vezes,
surgem a mais de dois metros de altura no
fuste principal, o que afeta a medida do
diâmetro real do tronco. Para diminuir
esse efeito, sugere-se que estudos posteriores, que investiguem a mesma relação,
descrevam o tamanho das árvores de S.
apetala, empregando técnicas mais refinadas, como análise de componentes
principais (PCA), que extrai das medidas
de tamanho tomadas do indivíduo o eixo
de maior explicação. A despeito desta discussão, os modelos gerados fornecem subsídios para estudos sobre a ecologia e
manejo da população de S. apetala, que podem compor o plano de conservação da
arara-azul no Pantanal.
DISCUSSÃO
Os ninhos cadastrados pelo Projeto Arara
Azul estão distribuídos em árvores adultas, a partir de 60 anos de idade. Guedes
(1995) relata que 5% das árvores de S.
apetala que abrigam ninhos utilizados pela
arara-azul são anualmente perdidos por
queimadas, desmatamentos ou tempestades. Este fenômeno pode ter como sério
efeito secundário a depressão populacional
da arara-azul no Pantanal, devido à menor
oferta de sítios reprodutivos, comprometendo o recrutamento da população desta
ave. Desta forma, é preciso investigar a estrutura das diversas populações de S.
apetala com o objetivo de confirmar o seu
estado de conservação, avaliando se está
ocorrendo recrutamento de novos indivíduos, pois, em caso de recrutamento negativo ou insatisfatório, torna-se urgente o
desenvolvimento de um programa de
manejo e conservação dos hábitats de ocorrência de S. apetala e, como conseqüência, a
conservação do sítio reprodutivo utilizado
pela a arara-azul no Pantanal.
Tomando por base o crescimento das árvores de S. apetala no Pantanal e a idade do
recrutamento de novas árvores para abrigar cavidades-ninho, caso seja realizada a
recomposição vegetal das cordilheiras desflorestadas, somente depois de 60 anos
aproximadamente as árvores estarão aptas
a abrigar cavidades-ninho para a araraazul. Neste hiato de tempo, ações de manejo como as realizadas pelo Projeto Arara
Azul serão importantes para a manutenção
da população da arara-azul no Pantanal.
Propostas de manejo direcionadas para as
populações de S. apetala, que também
fazem parte de um projeto de conservação
da arara-azul, podem ser sugeridas: (1) a
criação de unidades de conservação que
protejam populações de S. apetala na região
pantaneira; (2) o desenvolvimento de proteção legal ou regulamentação que vise
conservar as formações de cordilheiras e as
árvores de S. apetala, como a Lei Estadual
no 8.317/2005, que proíbe o corte de manduvi no estado de Mato Grosso, visando
proteger o hábitat reprodutivo da araraazul; (3) o monitoramento em longo prazo
da oferta de cavidades-ninho em troncos
de manduvi; e, por último, (4) a recomposição da vegetação das áreas em que for
diagnosticada a carência de sítios reprodutivos para a arara-azul no Pantanal, devido
a atividades humanas.
A respeito dos modelos de ajuste linear,
Boninsegna et al. (1989), estudando relações diâmetro-idade com espécies de árvores tropicais, em Misiones, Argentina,
obtiveram para Cedrela fissilis um alto coeficiente de correlação (r=0,87; N=13).
Apenas o coeficiente de ajuste estabelecido
para relação similar aqui investigada com
S. apetala na sub-região da Nhecolândia foi
inferior a este valor.
73
Enfim, as cordilheiras poderiam ser demarcadas como áreas de reserva legal das propriedades, sendo assim averbadas. Um
instrumento legal simples pode considerar
essas áreas impróprias para produção de
gado, devido ao aparente impacto deste sobre o estabelecimento de plântulas, levando os pecuaristas a cercá-las.
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As propostas de manejo e a proteção ao
hábitat do manduvi visando a conservação
da arara-azul devem ser consideradas logo
pelos tomadores de decisão, uma vez que a
densidade de árvores que são capazes de
abrigar cavidades-ninho para a arara-azul
é pequena. A estimativa de densidade de
ninhos ativos pela arara-azul no norte do
Pantanal, sub-região de Poconé, é em torno
de um ninho em 2.200 hectares (ou 0,045
ninho/100 hectares) (Pinho e Nogueira,
2003). Para a sub-região de Nhecolândia, a
densidade estimada é menor ainda, esperando-se encontrar um ninho ativo pela
arara-azul em 4.800 hectares (ou 0,021
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Mestrado em Ciências Florestais – Escola
Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”,
da Universidade de São Paulo. Piracicaba.
Para tornar este fato mais preocupante, o
desmatamento no Pantanal para o ano
2000 foi estimado em aproximadamente
9% (Padovani et al., 2004).
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AGRADECIMENTOS
Os autores agradecem à Fundação O
Boticário de Proteção à Natureza pelo
apoio financeiro (Proposta 646_20042).
Agradecem também à Equipe do Instituto
Arara Azul, Toyota do Brasil e a EMBRAPA Pantanal, pelo apoio logístico; aos proprietários da Estância Caiman e Fazenda
Santa Emília – UNIDERP, por permitirem o
desenvolvimento dos trabalhos em suas
propriedades; e aos revisores que contribuíram anonimamente na divulgação
desses resultados.
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76
Seleção de Áreas Prioritárias para a Conservação em Paisagens Fragmentadas: Estudo de Caso nos Campos Gerais do Paraná
Seleção de Áreas Prioritárias para a
Conservação em Paisagens Fragmentadas:
Estudo de Caso nos Campos Gerais do Paraná
Carlos Hugo Rocha, MSc1
• DESOLOS - Universidade Estadual de Ponta Grossa
Doutorando no Department of Natural Resource Recreation and Tourism – Colorado State University
RESUMO
Esse trabalho apresenta um referencial metodológico para seleção de áreas prioritárias para a conservação da natureza em paisagens fragmentadas típicas do Brasil meridional. O objetivo foi formular em ambiente SIG um modelo simplificado, baseado na análise da paisagem, e explorar sua aplicação potencial para identificar, mapear e classificar unidades de paisagens remanescentes e definir
áreas prioritárias para a conservação da biodiversidade regional. Fundamentado em trabalhos de
campo, fotografias aéreas e imagens LANDSAT, analisadas em ambiente SIG para o mapeamento de
paisagens remanescentes, foram definidas unidades prioritárias tendo por base os seguintes indicadores de integridade ecológica da paisagem: a) Estado de Conservação; b) Diversidade de
Hábitats; c) Contexto do Fragmento; d) Área do Fragmento; e) Área Nuclear. A combinação desses
parâmetros produziu resultados consistentes com áreas de ocorrência previamente conhecidas de
determinadas espécies, usadas como referencial de controle de eficácia do modelo. O propósito foi o
de desenvolver um referencial para planejamento de mosaico de áreas protegidas e para o manejo
integrado de paisagens, de modo a otimizar a conservação de hábitats no manejo dos recursos naturais de propriedades rurais. Conceitos e pressupostos desse trabalho foram explorados para seleção
de áreas prioritárias nos Campos Gerais do Paraná.
Palavras-chave: seleção de áreas prioritárias para a conservação; integridade ecológica da paisagem;
ecologia da paisagem; interpretação de imagens; Campos Gerais
regiões mais significativas do planeta para a
conservação (Olson & Dinerstein, 1998; Myers
et al., 2000). A ênfase nesses trabalhos é dada
a grandes regiões, incluindo milhares de espécies e centenas de comunidades naturais.
INTRODUÇÃO
Várias iniciativas realizadas ao longo da década de 1990 levaram à identificação de prioridades globais para a conservação, tendo por
base critérios como diversidade biológica,
graus de ameaça e ecorregiões. A
Conservation International e a WWF, em conjunto com outras entidades, desenvolveram o
mapeamento dos hotspots e das ecorregiões
prioritárias para conservação, incluindo as
1
No Brasil, a somatória de esforços entre diversas instituições governamentais, não-governamentais e pesquisadores produziu o
mapa das “Áreas Prioritárias para a Conservação, Utilização Sustentável e Repartição de
Benefícios da Biodiversidade Brasileira”
(MMA/SBF, 2004). Nesse trabalho são
definidas como prioritárias para a conser-
[email protected]
77
Carlos Hugo Rocha
vação novecentas áreas representativas dos
biomas do Brasil. A identificação dessas prioridades em escala macrorregional representa um passo fundamental no esforço para a
conservação da biodiversidade brasileira, orientando decisões que podem ser traduzidas
em ações concretas.
Esse modelo envolve procedimentos para a
identificação e o mapeamento de unidades remanescentes de vegetação natural e a classificação de prioridades de conservação dessas
unidades, definidas a partir da interpretação
de indicadores de Integridade Ecológica da
Paisagem. O método proposto é fundamentado em princípios teóricos oriundos da ecologia da paisagem, associados a técnicas de interpretação de fotos e imagens de sensoriamento remoto. Fundamenta-se também em
trabalhos intensivos de campo para identificar os padrões típicos da vegetação remanescente e de uso das terras, para correlacioná-los com os padrões identificados nas
imagens. A identificação e correlação desses
padrões são discutidas como ferramentas potenciais para a seleção de áreas prioritárias
em condições de paisagens fragmentadas.
Devido às dimensões do país e aos objetivos
amplos daquele trabalho, o mapeamento foi
produzido em escala pequena e cada unidade
mapeada representa extensas superfícies do
território. Para as paisagens típicas do Brasil
meridional, compostas por mosaicos de usos
das terras e ecossistemas naturais fragmentados, sistema fundiário fundamentado na propriedade particular e uso intensivo dos recursos, esse mapeamento é valido como indicativo de regiões prioritárias, mas muito genérico para a definição de áreas para conservação
na escala da paisagem. Faz-se necessário um
refinamento dessa abordagem para a
definição de prioridades na escala da paisagem, na qual são tomadas decisões sobre o
manejo ou conservação dessas áreas prioritárias, responsáveis por abrigar significativa
parcela da biodiversidade brasileira (Ribon et
al., 2003; MMA/SBF, 2004; Rambaldi &
Oliveira, 2005).
Assim, o objetivo desse trabalho foi desenvolver um modelo simplificado em ambiente
SIG, fundamentado na análise da paisagem, e
explorar sua aplicação potencial para:
a) Identificar, mapear e classificar paisagens remanescentes;
b) Definir áreas prioritárias para a conservação na escala da paisagem;
c) Testar a eficácia do modelo na identificação de áreas com ocorrência previamente conhecida de espécies da fauna e
flora utilizadas como referencial de controle.
Existem vários métodos para a seleção de áreas
prioritárias, sendo que a maioria das estratégias
discutidas na literatura é voltada para extensas
áreas naturais, ainda pouco exploradas por
atividades antrópicas (ex. Soulé & Terborgh,
1999; Margules & Pressey 2000; Groves et al.,
2002; Wiersma & Urban, 2005) embora haja exceções (ex. Prendergast et al., 1999; Poaini et al;
2001 Rothley et al., 2004). A implantação de
ações para a conservação em paisagens fragmentadas do Brasil requer, portanto, um modelo pragmático, embora cientificamente embasado, para a definição de áreas prioritárias na escala local. Com o intuito de contribuir nesse referencial, é apresentado neste trabalho um
modelo desenvolvido em ambiente SIG
(Sistema de Informações Geográficas), fundamentado na análise da paisagem regional para
seleção de áreas prioritárias visando a conservação da biodiversidade.
Os conceitos e pressupostos desse modelo
foram explorados na análise da conservação
da biodiversidade expressa nas paisagens remanescentes dos Campos Gerais do estado
do Paraná. Inicialmente, são discutidos métodos disponíveis na literatura para seleção de
áreas prioritárias, seguindo-se a apresentação
dos procedimentos metodológicos para a
identificação de áreas prioritárias e sua fundamentação teórica. Na seqüência, discutemse os resultados da aplicação do modelo na
área de estudo e são elaboradas considerações sobre a operacionalização dos parâmetros do modelo, suas principais limitações e o
potencial para a seleção de áreas prioritárias
78
para conservação em paisagens fragmentadas.
dade somente poderá ser medida pelo monitoramento de táxons específicos (Haufler,
1999). Um refinamento natural dessas abordagens é o mapeamento da diversidade
genética existente entre indivíduos e populações. A presença de alelos raros ou privativos em pequenas populações pode ser extremamente importante para a conservação
de populações geneticamente empobrecidas.
SELEÇÃO DE ÁREAS PRIORITÁRIAS
PARA CONSERVAÇÃO
A definição de áreas prioritárias para a conservação da biodiversidade tem recebido considerável atenção na literatura científica produzida nas últimas décadas (ex. Diamond,
1975; Pickett et al,1978; Baker, 1989; Franklin,
1993; Prendergast et al., 1999; Margules &
Pressey 2000; Van Langevelde, 2000; Pressey
& Cowling 2001; Groves et al., 2002; Rothley
et al., 2004; Newburn et al., 2005; Wiersma &
Urban, 2005). Aplicações derivadas da teoria
de biogeografia de ilhas (MacArthur &
Wilson, 1967), foram amplamente discutidas
para a formulação de regras para o delineamento de reservas. Com o desenvolvimento
de novas teorias (ex. ecologia da paisagem e a
teoria de metapopulações), abordagens
baseadas nessa teoria perderam importância
como modelo principal (Franklin, 1993;
Forman, 1995).
Além de atender objetivos de representatividade ecológica, um sistema efetivo de áreas
protegidas deve observar a persistência de espécies em longo prazo (Margules & Pressey,
2000). Para analisar a probabilidade de persistência, a Análise de Viabilidade de
Populações (AVP) e a População Viável
Mínima (PVM) são ferramentas com crescentes aplicações e discussão na literatura
(Reed et al., 2002). A utilização de modelos espacialmente explícitos, isto é, com a inclusão
da localização geográfica e temporal de componentes considerados importantes para a
dinâmica de populações na estrutura dos
modelos, apresenta amplo potencial (ex.
McKelvey et al., 1993; Lamberson et al., 1994;
Kautz & Cox, 2001).
Oriundos da moderna biologia da conservação, vários modelos e algoritmos, baseados
principalmente na distribuição de táxons e espécies, têm sido propostos como diretrizes
para a seleção de áreas e para a revisão dos
sistemas de reservas existentes. Havendo
disponibilidade de dados abrangentes, podem ser determinadas áreas com alta concentração de espécies ou táxons, altas taxas de
endemismo e/ou alta concentração de espécies raras, endêmicas ou ameaçadas de extinção. A Análise de Lacunas (Gap Analysis),
ou seja, a sobreposição cartográfica da distribuição de espécies indicadoras e tipos de
vegetação com a rede existente de áreas protegidas, tem sido enfatizada (Scott et al, 1993;
Jennings et al., 2000).
Uma característica comum desses modelos é
a necessidade de base adequada sobre a biologia e distribuição das espécies e populações. Em particular, modelos espacialmente
explícitos necessitam de grande quantidade
de informações (ex. distribuição e qualidade
de hábitats, dados demográficos de hábitats
específicos, auto-ecologia de espécies,
padrões de dispersão e regras de movimentação), raramente disponíveis (Menon et al.,
2001; Reed et al., 2002). Quando os dados são
insuficientes, a seleção de áreas pode ser estabelecida com base em dados coletados para
um ou para poucos táxons considerados indicadores, na expectativa de que essas áreas
também concentrem grande número dos demais táxons.
O pressuposto dessas abordagens é que a
melhor forma para a conservação é pela
manutenção de condições ambientais favoráveis para espécies, táxons individuais ou
para seus agrupamentos. Em última instância, a eficiência da conservação da biodiversi-
Apesar de constantes inovações (ex. Van
Langevelde, 2000; Wiersma & Urban, 2005;
Newburn et al., 2005), a aplicação desses
métodos apresenta significativas limitações
79
Carlos Hugo Rocha
práticas (Franklin, 1993; Prendergast et al.,
1999; Poiani et al., 2000; Menon, 2001), de modo particular para regiões tropicais com altas
taxas de diversidade, recursos insuficientes e
rápida transformação das paisagens naturais.
Frente à perda acelerada e irreversível da biodiversidade, são necessários métodos alternativos e pragmáticos para identificar áreas prioritárias para fins de inventário e proteção
(Prendergast et al. 1999; Menon et al., 2001;
Grooves at al., 2001). A definição de áreas prioritárias para a conservação em regiões com
informação biológica incompleta constitui
um desafio para a ciência (Poiani et al., 2001).
dos recursos; d) conhecimento insuficiente da
biodiversidade.
O estabelecimento de sistemas integrados de
áreas protegidas tem sido enfatizado, já que
as áreas protegidas em paisagens naturais
fragmentadas são geralmente limitadas a
unidades relativamente pequenas, isoladas e
circundadas por mosaicos de usos da terra
freqüentemente inóspitos. O objetivo de um
sistema integrado de reservas, nessas
condições, deve incluir a representatividade
de espécies ou ecossistemas em âmbito regional, promover a persistência desses alvos
em longo prazo e a manutenção de condições
favoráveis de suporte para a biodiversidade,
processos ecológicos e evolução (Rothley et
al., 2004; Margules & Pressey, 2000).
As abordagens para conservação e manejo
dos recursos naturais vão sendo aprimoradas
em resposta aos avanços no entendimento de
sistemas ecológicos e biológicos. Mecanismos
e processos que governam a biodiversidade
nos vários níveis de organização (genético,
hábitats, ecossistemas, paisagens) operam em
uma variedade de escalas espaciais e temporais (Levin, 1992; Forman, 1995; Noss, 1996;
Hobbs, 1998; Wiens, 1999; Poiani, 2000). Cada
nível da complexa organização hierárquica
exibe composição, estrutura e funções características. Como resultante, as recomendações
correntes para conservação enfocam a necessidade de manutenção da dinâmica de
padrões e dos processos ecológicos que ocorrem em múltiplas escalas e sustentam a biodiversidade e os sistemas naturais dos quais
dependem.
MÉTODO
Área de Estudo: os Campos Gerais
do Paraná
Os Campos Gerais ocupam a porção leste do
Segundo Planalto Paranaense, no reverso da
Escarpa Devoniana, degrau topográfico que
separa a região dos campos desse Planalto,
das florestas situadas no Primeiro Planalto
(FIGURA 1). Na Escarpa, as altitudes máximas atingem 1.250 m, diminuindo para oeste
e noroeste até 750 m nos vales dos rios principais. A expressão “Campos Gerais do
Paraná” foi consagrada por Maack (1968), como uma zona fitogeográfica natural, com
campos limpos associados a matas de galerias
e capões isolados com a presença marcante de
Araucaria angustifolia. Essa definição integra
critérios fitogeográficos e geomorfológicos,
que exprimem a estrutura geológica e a natureza das rochas, responsáveis por solos rasos e arenosos, pouco férteis, que favorecem a
vegetação de campos (Melo, 2002).
Desse modo, estratégias complementares
para seleção de áreas prioritárias têm sido
baseadas na distribuição de hábitats, ecossistemas ou paisagens (Franklin, 1993; With,
1999; Bennett, 1999; Poiani et al., 2000; 2001;
Menon et al., 2001). O pressuposto básico é,
caso se conserve a variação dos condicionantes ecológicos de uma determinada
região, a maioria das espécies e suas complexas interações também serão preservadas.
Uma abordagem integrada da paisagem
(Bennett, 1999) é particularmente relevante
em regiões com paisagens naturais fragmentadas com: a) reservas insuficientes; b) uso intensivo das terras; c) crescente pressão no uso
Os campos são formações relictuais de climas
semi-áridos associadas ao processo dinâmico
de alternância climática durante o
Quaternário e constituem as formas de vegetação mais antigas do estado (Maack, 1968;
Klein & Hatschbach, 1971). Trata-se, portanto,
de região com grande diversidade de espécies
80
restritos. O PEVV (3.200 ha) é a única área
protegida relativamente expressiva desse
ecossistema.
Como área de estudos, referencial para o desenvolvimento do modelo para seleção de
áreas prioritárias, foi escolhida a região compreendida pelas Áreas MA 717, MA 718, e
MA 720, mapeadas respectivamente como
“Prioridade Alta, Muito Alta e Extremamente
Alta” para a Conservação da Biodiversidade
do Brasil (MMA/SBF, 2004). Essa região também foi identificada como uma das 66 “Áreas
Valiosas de Pastizal en las Pampas y Campos de
Argentina, Uruguay e Sur de Brasil” (Bilenca &
Minarro, 2004) e como prioridade para implantação de Unidades de Conservação no
levantamento do Patrimônio Natural dos
Campos Gerais (Melo, 2002). A indicação de
áreas prioritárias nesses trabalhos é
abrangente, e a definição de áreas prioritárias
na escala da paisagem requer detalhamento
compatível.
Assim, a partir desse referencial de prioridade
macrorregional, aplicou-se o modelo para a
definição de áreas prioritárias para conservação na escala da paisagem. Os limites de estudo foram definidos de modo a incluir o
Parque Estadual de Vila Velha e o contexto regional no qual o Parque está inserido, observando-se sua Zona de Amortecimento, as bacias de drenagem e a distribuição original da
Essepe Gramíneo-Lenhosa. Os limites oeste,
norte e sul foram definidos por coordenadas
geográficas de modo a abranger a extensão
ocidental dos Campos Gerais e os corredores
naturais formados pela ampla rede hidrográfica regional; o limite leste definido pela
Escarpa Devoniana (FIGURA 1).
Figura 1: Mapa de localização dos Campos Gerais no
Estado do Paraná (adaptado de Maack, 1968) e área de
estudos (Matriz Regional)
e localizada em zona de contato entre diferentes regiões fitoecológicas dos Biomas Mata
Atlântica e Cerrado e de áreas de Tensão
Ecológica entre essas formações (IBGE, 2004).
Em levantamento florístico do Parque
Estadual de Vila Velha – PEVV, Cervi &
Hatschbach (1990) reportaram a ocorrência
de vinte e três espécies vegetais raras e
ou endêmicas. Entre os mamíferos típicos da
fauna regional, estão o lobo-guará (Chrysocyon
brachyurus), o tamanduá-bandeira (Mirmecophaga
tridactyla) e a suçuarana (Puma concolor).
Levantamentos da diversidade biológica dos
Campos Gerais são, no entanto, bastante
A área de estudos é considerada a Matriz
Regional para análise da paisagem (Forman
1995;
Forman e Godron, 1986) e abrange 3.422
2
km , correspondendo a 18% da superfície total dos Campos Gerais (19.060 km2). Inserida
na formação Estepe Gramíneo-Lenhosa,
região fitoecológica do Bioma Mata Atlântica
(IBGE, 2004), a cobertura vegetal desse polígono é predominantemente herbácea e os
81
Carlos Hugo Rocha
campos emprestam aspecto fitofisiônomico
típico e decisivo para a região. Ocupando
posições distintas na paisagem, ocorrem sistemas aluviais e elementos da Floresta
Ombrófila Mista, dominadas pelo pinheirodo-paraná (Araucaria angustifolia).
peamento era definida. Quando os resultados
não eram correspondentes, foram utilizadas
fotografias aéreas e informações disponíveis
no inventário, na tentativa de interpretar o
padrão correto. Quando ainda persistiam
dúvidas, foi utilizado o padrão obtido pela
classificação digital.
Mapeamento e Classificação de
Paisagens Remanescentes
A interpretação visual de imagens é uma
abordagem não-numérica desenvolvida a
partir das características de uma imagem, foto aérea ou de satélite, percebidas no monitor
ou em uma cópia impressa. A interpretação
visual oferece um método eficiente para a
classificação de paisagens complexas e heterogêneas. Técnicas de pré-processamento e
realce visual desses dados, disponíveis nos
softwares para processamento digital de imagens, são importantes porque podem direcionar a interpretação, destacando respostas
espectrais ligadas a alguma feição de particular interesse em diferentes intervalos espectrais (Antrop, 2000).
Para esse trabalho foram inicialmente coletadas e analisadas informações disponíveis
na literatura sobre os sistemas constituintes
da paisagem, cartas topográficas, mapas de
geologia, solos e vegetação (escala 1:600.000),
fotos aéreas de 1952, 1962 e 1980 (escalas
1:25.000 e 1:70.000) e imagens LANDSAT
TM5 de 1990 e 1994. Foram coletadas e analisadas informações geológicas e geomorfológicas, hidrografia, vegetação natural,
pedologia, aptidão agrícola, sistemas de produção e de manejo das terras. Esse Inventário
constituiu o referencial básico para as análises subseqüentes.
No delineamento das unidades considerou-se
a extensão total das superfícies remanescentes, agrupando-se, assim, tipos distintos
de vegetação natural contíguos na mesma
unidade de paisagem, em virtude da escala e
da extensão de trabalho e do pixel da imagem
LANDSAT. Foram consideradas como áreas
mínimas mapeáveis as superfícies maiores
que 40 hectares, correspondendo a uma
unidade de 0,4 cm2 na escala 1:100.000. Para
auxiliar essa tarefa, foi utilizada composição
que inclui a banda pancromática da imagem
LANDSAT 7, com resolução espacial de
15x15m. As rodovias principais e a malha ferroviária foram consideradas como barreiras
para movimento de espécies silvestres e fluxos naturais na paisagem e, portanto, usadas
como critério para delimitar unidades remanescentes.
Duas imagens LANDSAT 7 ETM+, de
Setembro de 2000 foram georreferenciadas e
utilizadas na composição da Matriz Regional.
A identificação das paisagens remanescentes
foi obtida partir da interpretação de imagem
combinando: a) classificação digital não supervisionada (Jensen, 1996) e b) interpretação
visual da paisagem (Antrop 2000; Zonneveld,
1995; Grifith et al., 1995). Foi empregado o algoritmo ISODATA para análise de agrupamentos do programa Erdas/Imagine (v. 8.4)
para a classificação digital. Produziu-se, assim, um mapa de uso das terras e formações
remanescentes da vegetação natural em formato matricial (raster), utilizado como plano
de informação no ambiente SIG.
As áreas de vegetação nativa remanescentes
foram delineadas manualmente em ambiente
SIG (ArcView - v. 3.2), a partir da interpretação visual dos padrões de uso das terras, diretamente na imagem LANDSAT, comparando-se os padrões da imagem com o resultado
da classificação digital. Quando as duas classificações correspondiam, a unidade de ma-
As unidades de paisagem remanescentes assim obtidas foram classificadas em quatro
categorias, de acordo com os padrões típicos
das formações de vegetação natural dos
Campos Gerais (Klein & Hatschbach, 1971;
Cervi & Hatschbach, 1990; Moro et al.,
82
1996;Moro, 2001) em: a) Campos Nativos; b)
Matas com Araucária; c) Sistemas Ripários
Mistos; e, d) Superfícies Aluviais, em função
da tipologia da vegetação predominante na
unidade mapeada.
quando informações sobre as espécies são insuficientes (Poiani et al., 2001). Índices mais
elevados de EC devem indicar maior capacidade para suportar e manter uma comunidade de organismos com composição de espécies, organização funcional e resiliência
comparáveis aos hábitats naturais típicos da
ecorregião. O índice EC de uma unidade remanescente reflete, assim, a qualidade dos
seus hábitats e indicam a capacidade de recuperação da estrutura, dos padrões da vegetação e de processos ecológicos associados,
quando submetidos a perturbações ambientais (Noss, 1996).
Identificação de Áreas Prioritárias para
a Conservação na Matriz Regional
Para cada polígono remanescente mapeado
foi determinada a Prioridade para a
Conservação (PC) por intermédio da combinação de cinco critérios considerados como
Indicadores de Integridade Ecológica e de
Estrutura da Paisagem (Forman, 1995;
McGarigal e Marks, 1995; Ritters et al. 1995;
Noos, 1996; Antrop, 2000): a) Estado de
Conservação; b) Diversidade de Hábitats; c)
Contexto do Fragmento; d) Índice de Área; e
e) Área Nuclear. Esses parâmetros foram operacionalizados através de avaliação individual das unidades remanescentes e combinados quantitativamente para determinar o
índice PC. Os intervalos de valores para cada
parâmetro foram determinados de modo a refletir as diferenças qualitativas e quantitativas
existentes entre as unidades, considerando
pesos iguais na avaliação desses indicadores.
O Estado de Conservação foi operacionalizado pela interpretação visual dos padrões espectrais da imagem LANDSAT em cada polígono, relacionando-os aos padrões típicos da
vegetação regional e de sucessão ecológica,
observados em trabalhos de campo. Essas
atividades foram embasadas pelas informações disponíveis no inventário, particularmente o histórico de uso das terras, disponível por meio da coleção temporal de fotos e
imagens de satélite. O índice EC foi determinado qualitativamente através de avaliação
comparativa entre unidades de mesma classe
de vegetação e classificando-as em três categorias, de acordo com o estado de conservação. A TABELA 1 apresenta a Matriz referencial para avaliação do Estado de
Conservação e determinação do índice EC.
Estado de Conservação (EC): O Estado de
Conservação representa as condições ecológicas das unidades de paisagem remanescentes, refletindo a intensidade das atividades de natureza antropogênica (distúrbios
ou perturbações) a que foram historicamente
submetidas. Essas alterações interferem nos
padrões e em processos ecológicos distintos
(ex. dinâmica de populações, taxas de colonização e extinção, sucessão de espécies,
níveis de matéria orgânica, fertilidade, infiltração de água nos solos etc). A intensidade
de manejo da paisagem apresenta relação direta com a freqüência dos distúrbios antrópicos e com a quantidade de subsídios energéticos necessários para sua alteração e
manutenção (Forman & Godron, 1986).
Diversidade de Hábitats (DH): A conservação de hábitats é elemento essencial para
qualquer programa abrangente para a conservação da biodiversidade. Níveis elevados na
hierarquia ecológica, como hábitats ou ecossistemas, não apresentam a precisão biológica
proporcionada por espécies individuais, mas
apresentam outras vantagens como referencial de biodiversidade. Nesses níveis são integrados os processos ecológicos que contribuem para a manutenção da funcionalidade dos ecossistemas e existem indícios
claros de que variáveis ambientais são indicadores funcionais de distribuição espacial de
espécies (Franklin, 1993; Margules & Pressey,
2000). As informações nesses níveis hi-
A identificação de hábitats de qualidade para
determinadas espécies é uma estratégia importante para identificar áreas prioritárias
83
Carlos Hugo Rocha
TABELA 1: Matriz para avaliação do Estado de Conservação de paisagens remanescentes, baseada na interpretação de
padrões em imagem de satélite, fotos aéreas e correspondência com padrões da vegetação avaliados em campo.
Paisagem
Remanescente
Campos Nativos
Capões e
Matas de Galeria
com Araucária
Áreas Úmidas
Histórico de Uso das Terras
e Intensidade de Manejo
Correspondência de padrões da vegetação
nativa com a intensidade do manejo
e de distúrbios antrópicos
Jamais cultivado
Padrão fitofisionômico típico de vegetação de
campos com boa cobertura da vegetação e sem
erosão aparente.
Adequado
3
Jamais cultivado;
pastoreio prévio excessivo
Razoável cobertura da vegetação com manchas
de solo exposto ou erosão. Predomínio de
espécies nativas. Áreas em recuperação
de prévio pastoreio intensivo.
Razoável
2
Área previamente cultivada
(>20 anos) ou atualmente
sob pastoreio excessivo
Cobertura deficiente da vegetação com
freqüentes manchas de solo exposto e erosões.
Presença de espécies nativas e exóticas
introduzidas e/ou invasoras.
Degradado
1
Jamais submetido a corte
raso; Poucos padrões com
indícios de extração seletiva
(> 50 anos)
Floresta Primária (com presença de Secundária
avançada). Capões e Matas dominadas pela
Araucária com padrão fitofisionômico típico.
Floresta
Primária
3
Padrões evidentes de
extração seletiva ou Corte
raso antigo (> 50 anos)
Floresta Secundária avançada. Capões e
Matas com presença de Araucária e padrão
fitofisionômico típico.
Floresta
Secundária
2
Padrões evidentes de
extração seletiva (> 20 anos)
ou corte raso (>40 anos)
Floresta em estado de regeneração natural.
Capões e Matas com presença de Araucária e
padrão fitofisionômico típico.
Capoeirão
1
Jamais manejada ou
modificada; sem descarga
de bacias urbanas
ou industriais
Predomínio de várzeas e áreas ripárias úmidas
sem modificação antrópica visível. Predomínio
de espécies nativas.
Adequado
3
Jamais manejada ou poucas
Várzeas e áreas ripárias úmidas com evidencias
evidências de ação antrópica;
de interferência antrópica.
sem descarga de bacias
Predomínio de espécies nativas.
urbanas ou industriais
Razoável
3
Degradado
1
Áreas com prévia atividade
antrópica; áreas com
descarga de bacias urbanas
ou industriais
Várzeas e áreas ripárias úmidas com sinais
de interferência antrópica significativa. Presença
de espécies exóticas introduzidas e invasoras.
erárquicos podem ser adquiridas através de
imagens e fotografias áreas, com apoio em
trabalhos de campo para comparação de
padrões nas imagens e no campo.
Estado de
Índice
Conservação
EC
As características de estrutura e composição
da vegetação afetam a interação no nível de
espécies e são fatores determinantes para a
biodiversidade regional (Franklin, 1993).
84
Áreas naturais espacial e temporalmente heterogêneas são geralmente superiores a áreas
homogêneas para a conservação, quando o
objetivo é manter uma alta diversidade biológica. A heterogeneidade espacial de hábitats contribui para maior capacidade de resistência a perturbações antrópicas ou naturais (Meffe & Carrol, 1997; Tilman et al., 2006).
A diversidade entre hábitats (diversidade
Beta) pode ser tão importante para a definição
da conservação quanto a diversidade Alfa, a
diversidade interna de hábitats (Wiersma &
Urban, 2004). Para Margules et al. (1994), a seleção fundamentada na diversidade de hábitats pode ser mais eficiente do que a fundamentada em levantamento de espécies.
Contexto do Fragmento (CF): A biodiversidade em fragmentos é influenciada pela
dinâmica ecológica interna da unidade e pelo
contexto no qual cada unidade de paisagem
remanescente está inserida, considerando-se
múltiplas escalas de análise. Os processos
ecológicos em paisagens remanescentes são
extremamente dinâmicos, com movimento
extensivo de plantas e animais, transporte de
sedimentos e fluxos de energia, diretamente
interligados com a região de entorno de cada
fragmento. A combinação de contextos formados por áreas urbanas, suburbanas, industriais ou manejadas para agricultura intensiva
e/ou familiar, reflorestamento e pastagens,
representa diferentes potenciais de intervenção nos processos ecológicos naturais,
considerando desde plantas invasoras e animais domésticos, grandes monoculturas, até
casos de contaminação severa (Franklin, 1993;
Forman, 1995; Meffe & Carroll, 1997).
As unidades remanescentes foram delineadas
de modo contínuo, englobando diferentes
tipos de vegetação natural (Matas de Galeria,
Capões de Mata, Formações Rupícolas,
Campos Secos, Campos Úmidos e Várzeas),
correspondendo a hábitats para espécies distintas inseridas na mesma superfície remanescente mapeada. O Índice DH foi obtido
diretamente por meio da identificação das
diferentes formações de vegetação natural inseridas nas unidades individuais mapeadas e,
assim, unidades com maior número de hábitats receberam Índices mais elevados. A
TABELA 2 apresenta a Matriz referencial
para determinação do Índice DH.
Modificações nos fluxos ecológicos podem
provocar alterações na estrutura da vegetação, cobertura do solo, nível de nutrientes e
características microclimáticas, que podem
eventualmente favorecer algumas espécies,
mas podem, também, levar à redução de populações ou à extinção local de outras.
Fragmentos isolados em meio a atividades
antrópicas intensivas estão mais suscetíveis
aos efeitos antagônicos para sua conservação
e à persistência de espécies na matriz, do que
unidades situadas em contextos com predomínio de áreas remanescentes. Uma vez
isolados, hábitats remanescentes podem entrar numa trajetória de transformação contínua e podem ser retroalimentados efeitos
deletérios, acentuando processos de
degradação (Margules & Pressey, 2000).
TABELA 2: Matriz para determinação do Índice
Diversidade de Hábitats (DH)
Número de tipos
Índice de
de formação da
Diversidade
vegetação identificados
na unidade mapeada1
de Hábitats
6
5
4
3
2
1
3
2,5
2
1,5
1
0,5
(DH)
O Índice CF foi determinado a partir da identificação dos sistemas de uso das terras no entorno de cada unidade mapeada, com auxílio
de classificação digital e das informações
disponíveis no Inventário, levando-se em
consideração os efeitos potenciais positivos
e/ou negativos dos sistemas de produção adjacentes às unidades. A TABELA 3 apresenta
a Matriz referencial para essa avaliação.
Onde::1 Campos Nativos, Campos Úmidos, Várzeas,
Capões de Mato, Matas de Galeria, Formações Rupícolas
85
Carlos Hugo Rocha
TABELA 3: Matriz para definição do Índice de Contexto do Fragmento
Sistema de Uso das Terras no Entorno da
Unidade Remanescente
Porcentagem dos Sistemas de Uso das Terras
0 – 25%
-0,5
-0,5
-0,3
-0,2
0,5
Urbano/Suburbano/Industrial
Agricultura Intensiva
Agricultura Familiar
Reflorestamento (Pinus/Eucaliptus)
Remanescentes de vegetação natural
51 – 75%
-1,5
-1,2
-0,8
- 0,7
1,5
76 -100%
-2,0
-1,5
-1,2
-1,0
2,0
Hobbs, 1998). A redução dos tamanhos dos
fragmentos em campos naturais pode resultar em decréscimo na riqueza e na densidade
de espécies características desses ambientes,
iniciando-se pelas bordas dos fragmentos e
avançando em direção ao interior (Kiviniemu
et al., 2002).
Assim, por exemplo, uma unidade remanescente com 75% do seu entorno com agricultura intensiva (Índice = -1,2) e 25% de áreas
remanescentes (Índice = 0,5), terá um Índice
CF igual a -0,7.
Índice de Área (IA): A área de uma unidade
de paisagem é a métrica de estrutura da paisagem mais útil e com conteúdo ecológico fundamental diretamente associado (McGarigal
& Marks, 1995, Riitters et al., 1995).
Superfícies maiores de vegetação natural
abrangem populações maiores e mais viáveis,
particularmente de espécies de interior ou
que necessitam de grande extensão territorial,
oferecem maior disponibilidade de recursos e
diversidade de hábitats, favorecem a conservação de processos ecológicos e proporcionam áreas-núcleo maiores e menos alteradas. Áreas menores podem ser importantes
como corredores e “stepping stones” na dispersão de espécies na paisagem, além de proporcionar hábitats para espécies típicas de
ambiente de borda (Forman, 1995; Carroll &
Meffe, 1997; Poiani, 2001).
O Índice de Área (IA) foi obtido através da
seguinte equação:
IA = (Área/Área Média)1/2
Na equação, “Área” corresponde à área de cada unidade remanescente mapeada obtida diretamente do banco de dados do sistema SIG
e a “Área Média”, à média de área de todas as
unidades mapeadas. O IA foi normalizado
pela função raiz do quociente entre área de
cada unidade e a área média, criando assim
índice contínuo proporcional ao tamanho de
cada unidade.
Índice de Área Nuclear (AN): Valores elevados de relação área/perímetro implicam elevada porcentagem de hábitats remanescentes situados em áreas de borda; consequentemente, os limites e as áreas de borda
de reservas são fatores críticos na proteção
de hábitats de interior. A área-núcleo é diretamente afetada pela quantidade de bordas
em uma unidade remanescente; assim, uma
unidade pode ter superfície suficiente para
ocorrência de determinada espécie, mas não
conter áreas-núcleos suficientes. Para
processos ecológicos e espécies exclusivas de
interiores, ou afetadas de modo adverso pelo efeito de borda, a Área Nuclear pode ser
Por outro lado, fatores como facilidade de infestação por espécies exóticas, entrada de nutrientes e poluentes da região de entorno e
modificações nas condições ambientais reguladoras de processos ecológicos em escala local, têm maior probabilidade de ocorrer e
causar impactos negativos em áreas menores.
Hábitats pequenos são mais suscetíveis a
transformações no caso de eventos catastróficos, apresentam maior vulnerabilidade
genética e menores chances de persistência
em longo prazo (Meffe & Carroll, 1997;
26 – 50%
-1,0
-0,8
-0,5
- 0,4
1,0
86
um melhor indicador de qualidade de hábitats do que o Índice de Área (McGarigal &
Marks, 1995).
Avaliação da Eficácia do Modelo
Como forma de avaliar a eficácia do modelo,
foi executada uma análise comparativa entre
os resultados de prioridade de conservação
obtidos e as áreas de ocorrência conhecidas na
Matriz Regional de espécies novas, raras e
endêmicas de Peixes (Characidae), Anfíbios
(Leptodactylidae), Lepidópteros, Amarantáceas,
Bromeliáceas, Cactáceas e Eriocauláceas
(Cervi e Hatschbach, 1990; Moro 2001; Artoni
e Almeida, 2001; Estreiechen & Moro, 2003;
Paraná, 2004; Polatti, 2005); e as áreas de ocorrência do lobo-guará (Chrysocyon brachyurus),
mapeadas por Pontes Filho et al. (1997; 1999).
A Área Nuclear, nesse trabalho, corresponde
à área do polígono formado internamente a
partir da distância de cem metros dos limites
de cada unidade remanescente mapeada.
Esse dado foi obtido em operação SIG, de modo a incluir o efeito de borda no sistema de
avaliação. A Área Nuclear de cada unidade
mapeada foi obtida diretamente do banco de
dados do SIG.
O Índice de Área Nuclear (IA) foi obtido
através da seguinte equação:
Os dados disponíveis de ocorrência desses
táxons foram mapeados e inseridos no ambiente SIG para análise da correspondência entre as áreas de ocorrência, as áreas remanescentes e respectivas categorias de prioridade.
O modelo apresentado pode ser considerado
eficaz se as áreas de ocorrência das espécies
acima estiverem inseridas nas unidades remanescentes mapeadas nas categorias de
Prioridade Muito Alta. Também foi produzida a matriz de correlação entre as variáveis,
para identificar a possível colinearidade entre
os índices, e a correlação desses com o resultado final expresso pelo PC.
AN = (Área Nuclear /Área Nuclear Média)1/2
A Área Nuclear corresponde à área-núcleo de
cada unidade remanescente mapeada obtida
diretamente do banco de dados do sistema
SIG e a Área Nuclear Média, a média entre as
áreas-núcleos de todas as unidades mapeadas. O Índice AN foi normalizado pela
função raiz do quociente entre área-núcleo de
cada unidade e a área-núcleo média, criando
assim índice contínuo, proporcional ao
tamanho de cada unidade.
Índice de Prioridade de Conservação (PC)
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Unidades de Paisagem Remanescentes
Os cinco índices acima foram combinados em
ambiente SIG para produzir Índices de
Prioridade de Conservação (PC) para cada
unidade mapeada, por intermédio da
seguinte equação:
Foram mapeadas 245 unidades de paisagens remanescentes (FIGURA 2), totalizando 105.066
ha, correspondendo a 30,7% do total da superfície da Matriz Regional analisada (342.211 ha).
As áreas máxima e mínima mapeadas foram respectivamente 13.561 e 40 ha; a área média das
unidades remanescentes é igual a 428,8 ha
(TABELA 4). Dessas, 51 unidades foram mapeadas como Campos Nativos, 116 como
Florestas e Matas de Galeria com Araucária, 72
como Sistemas Ripários Mistos e seis como
Sistemas Aluviais Mistos. A Matriz inclui ainda
atividades de reflorestamento, áreas de agricultura intensiva, agricultura familiar e áreas com
ocupação urbano-industrial, totalizando
237.145 ha (69,3% da superfície total).
PC = (EC, DH, CF, IA, IN)
A partir do Índice PC, as unidades mapeadas
foram classificadas em três categorias de prioridade regional: Muito Alta, Alta e Média.
Os valores de PC para determinar os intervalos de categorias de prioridade foram
definidos de modo a distribuir-se eqüitativamente a superfície total remanescente entre as
três classes de prioridade. Obteve-se ainda o
mapeamento da distribuição geográfica
dessas unidades.
87
Carlos Hugo Rocha
TABELA 4: Unidades de Paisagem Remanescentes na Matriz Regional (dados de 2000)
Unidades de Paisagem
Remanescentes (UPs)
Nº de Unidades Mapeadas
Área Total (ha)
Área Total (%)
Área Núcleo (ha)
Área Média (ha)
Menor Área (ha)
Maior Área (ha)
Número de UPs >429 ha
Número de UPs >1.000 ha
Campos
Nativos
51
51.332
48,9
30.839
1.006,5
43
13.561
19
13
Florestas
Matas
de Galeria
116
21.033
20,0
7.957
181,3
40
2.362
6
2
Sistemas
Ripários
Mistos
72
21.054
20,0
7.332
292,4
41
3.883
13
3
Sistemas
Aluviais
Mistos
6
11.647
11,1
5.362
1.941,2
94
5.113
4
3
Total
245
105.066
100
51.490
428,8
42
21
Figura 2: Áreas prioritárias para conservação na matriz regional.
88
Entre as 245 unidades de paisagens remanescentes, apenas 42 (17%) possuem área superior à área média, totalizando 76.620 hectares
(73% da área remanescente total) e, dessas,
apenas 21 (9%) apresentam área superior a
mil hectares, totalizando 63.031 hectares
(60% da área remanescente total). A área nuclear total para as unidades remanescentes é
igual a 51.490 ha (49% do total); as áreas remanescentes situadas em áreas consideradas
de borda, assim, somam 53.576 ha (51% do
total). O efeito de borda é nitidamente mais
proeminente para as categorias de Floresta e
Matas de Galeria (62% da área remanescente)
e para os Sistemas Ripários Mistos (65% da
área remanescente), por apresentarem áreas
menores e isoladas entre áreas antropizadas,
normalmente campos nativos transformados
em áreas agrícolas.
para a conservação da biodiversidade do
Brasil (MMA/SBF, 2004). Enfatiza-se, assim, a
necessidade vital de iniciativas para a conservação e recuperação desses remanescentes.
O processo de transformação agrícola das
paisagens na Matriz Regional é fenômeno relativamente recente. A análise de fotos aéreas
de 1952 e 1962 demonstra uso agrícola nas
áreas com florestas e capões de mata, sob sistema de queima, cultivo e pousio. Devido à
baixa fertilidade natural, era raro até esse momento o uso agrícola de campos nativos. O
cultivo intensivo somente ocorreu a partir do
início da década de 1970, com a introdução de
sistemas fundamentados no uso de insumos
químicos. A transformação das áreas com
menor aptidão agrícola foi viabilizada a partir da década de 1990, com os avanços tecnológicos proporcionados pelo sistema de
plantio direto.
Esses dados confirmam a profunda alteração
das paisagens naturais na Matriz, situação
típica da região meridional do Brasil. O
grande número de unidades remanescentes
mapeadas (245) caracteriza um mosaico regional fragmentado, constituído principalmente por áreas pequenas (mediana = 119,1
ha), isoladas, pelo menos para espécies com
maior dificuldade de dispersão entre paisagens inóspitas. As 122 áreas menores que a
mediana somam 9.360 ha, sendo apenas
1.982 ha de áreas-núcleos. Essa situação torna-se mais crítica pelo fato dessa região estar
inserida em área considerada como
“Prioridade Extremamente e Muito Alta”
Áreas Prioritárias para a Conservação da
Natureza
As Unidades de Paisagem Remanescentes
mapeadas foram classificadas em três categorias de prioridade para conservação da natureza: a) Muito Alta; b) Alta; e c) Média, de
acordo com os Índices obtidos e distribuindose a superfície total remanescente de modo
eqüitativo entre as três categorias. A TABELA
5 apresenta as características das classes e a
FIGURA 2 evidencia a distribuição espacial
dessas na Matriz Regional.
TABELA 5: Classes de prioridade regional para a conservação da natureza
Discriminação
Muito Alta
7
37.070
35,3
5.296
1.991
13.561
1.194
9.433
Número de Unidades
Área Remanescente (ha)
Área Remanescente (%)
Área Média (ha)
Menor Área (ha)
Maior Área (ha)
Menor Área Nuclear (ha)
Maior Área Nuclear (ha)
89
Classes de Prioridade
Alta
Média
31
207
33.946
34.050
32,3
32,4
1.095,0
167,6
101
40
3.883
922
25
0,4
3.445
561
Total
245
105.066
100
429
-
Carlos Hugo Rocha
classificadas como Prioridade Muita Alta
compreendem sete unidades de mapeamento,
com superfície total de 37.070 hectares, correspondendo a 35,3% da superfície remanescente total. Compreendem áreas de campos
nativos associados a capões e matas de galerias, e as planícies aluviais associadas aos principais rios, com presença significativa de
várzeas e ambientes ripários. Essa categoria
compreende unidades remanescentes com superfícies extensas (entre 1.911 a 13.561 ha),
com área média igual a 5.296 ha e expressivas
áreas-núcleos (entre 1.194 a 9.433 ha). Estão,
portanto, sujeitas a menor influência antagônica de áreas adjacentes (menor efeito de borda).
so dos campos nativos e áreas úmidas, ou estão em estágios mais avançados de sucessão
ecológica, nas áreas associadas com florestas.
Todas as unidades mapeadas nessa categoria
apresentam alta diversidade de hábitats. O
contexto do mosaico onde estão situadas inclui paisagens com predomínio de atividades
agrícolas intensivas, entrecortadas por eixos
rodoviários principais, que exercem pressão
desfavorável à conservação. Setores significativos das unidades com campos nativos, situadas na borda da Escarpa Devoniana, apresentam contexto mais favorável, adjacentes a
áreas remanescentes de Florestas com
Araucária. A distribuição espacial dessas
unidades permite conectividade potencial
(estrutural e funcional), quando consideradas
em conjunto com as demais unidades remanescentes de alta e média prioridades.
Historicamente, foram submetidas à exploração antrópica menos intensiva, como no ca-
Figura 3: Detalhe de paisagem remanescente (região central da imagem) com o maior índice de prioridade de conservação na
Matriz Regional e unidades adjacentes com muito alta, alta e média prioridades. Para magnificar o potencial de conservação
da Matriz, evidencia-se nessa imagem: a) recuperação de lacunas existentes nessa unidade, situadas a norte e leste do Parque
Estadual de Vila Velha; b) conexão funcional entre unidades remanescentes; c) estabelecimento de sistema integrado (mosaico) de áreas protegidas (incluindo Ucs de uso indireto); d) programa de manejo da paisagem para gestão do território com
maior potencial para conservação da biodiversidade regional.
90
São, portanto, consideradas áreas essenciais
como hábitats para espécies diversas, para a
manutenção de processos ecológicos em âmbito de paisagem e para conservação da biodiversidade regional. Necessitam de atenção
prioritária da sociedade na forma de recursos
e estratégias colaborativas para: a) efetiva
conservação dos fragmentos remanescentes;
b) restauração ecológica de áreas transformadas; c) restabelecimento e ampliação da
conectividade funcional entre elementos da
paisagem; e d) estabelecimento de sistema integrado de áreas protegidas (Ver FIGURA 3).
Essas unidades são ainda consideradas áreas
prioritárias para o estabelecimento de
Unidades de Conservação de Proteção
Integral.
na Matriz Regional, por serem hábitats de espécies diversas e pela manutenção da conectividade estrutural da paisagem, o que se
aplica particularmente às áreas maiores, em
melhor estado de conservação e localizadas
em situação intermediária entre unidades
com prioridade Muito Alta. A distribuição espacial dessas unidades permite conectividade
potencial (estrutural e funcional) quando consideradas em conjunto com as demais
unidades (de Alta e Média prioridades) mapeadas. Representam, desse modo, importante papel como corredores de ligação entre
unidades remanescentes.
classificadas como Prioridade Média compreendem 207 unidades de mapeamento,
com superfície total de 34.050 hectares correspondendo a 32,4% da superfície total.
Compreendem unidades em três ambientes
distintos: Florestas, Capões e Matas de
Galeria; Superfícies Ripárias Mistas, incluindo matas de galeria, campos úmidos e
várzeas; e campos nativos. Essa categoria
compreende unidades com superfícies
menores (entre 40 e 922 ha), área média de
166 ha e áreas-núcleos pouco expressivas
(entre 0,4 e 561 ha), com nítida predominância (66%) de hábitats de borda.
As unidades de paisagem remanescentes
classificadas como Prioridade Alta compreendem 31 unidades de mapeamento com
superfície total de 33.946 hectares, correspondendo a 32,3% da superfície remanescente total. Compreendem campos nativos associados a capões e matas de galeria e superfícies
ripárias incluindo principalmente matas de
galeria, campos úmidos e várzeas. Essa categoria compreende unidades remanescentes
que apresentam superfícies com áreas intermediárias (entre 101 e 3.883 ha) e área média
igual a 1.095 ha e submetidas a maior efeito
negativo de borda (área nuclear entre 25 e
3.445 ha).
Apresentam combinações diferenciadas de
características menos favoráveis à conservação: campos nativos e áreas úmidas submetidos à exploração antrópica mais intensiva ou florestas e matas de galeria em estágios
intermediários de sucessão ecológica e
menor diversidade de tipos da vegetação
(hábitats). Estão localizadas em paisagens
com contexto predominantemente agrícola
ou urbano-suburbano-industrial, que exercem
forte pressão desfavorável à conservação.
Essas Unidades assumem importância média
regional na manutenção da conectividade estrutural da paisagem, e importância local como Reservas Legais e Áreas de Preservação
Permanente nas propriedades rurais.
Portanto, são peças fundamentais como elementos de conexão entre áreas consideradas
prioritárias.
Apresentam combinações diferenciadas de
características mais ou menos favoráveis à
conservação: alta diversidade de tipos da
vegetação (hábitats), áreas submetidas à exploração antrópica sob intensidades diversas
ou em estágios intermediários ou avançados
de sucessão ecológica. O contexto do mosaico
onde estão situadas inclui paisagens com
agricultura intensiva, agricultura familiar, reflorestamento e áreas remanescentes. A proximidade de eixos rodoviários principais
também exerce forte pressão desfavorável à
conservação.
Essas Unidades são consideradas de Alta
Importância para a conservação da natureza
91
Carlos Hugo Rocha
Avaliação da Eficácia do Modelo:
Áreas Prioritárias e Ocorrência de Espécies
mapeável, que podem estar sendo usados como hábitats suplementares.
Como forma de avaliar a eficácia do modelo
proposto, foi efetuada análise comparativa
entre os resultados de prioridade obtidos e as
áreas de ocorrência de espécies novas, raras e
endêmicas e áreas de ocorrência do loboguará (Chrysocyon brachyurus), previamente
identificadas na Matriz Regional. Todas as
áreas de ocorrência de espécies novas, raras
ou endêmicas previamente conhecidas estão
localizadas em unidades remanescentes mapeadas como áreas de Prioridade Muito Alta
para conservação, com duas exceções: uma
localizada em área de Alta Prioridade e outra
em área de visitação turística (Furnas do
PEVV), não mapeada por serem menores que
área mínima mapeável (40 ha).
O fato desses locais se situarem entre áreas de
Prioridade Muita Alta (não incluídas nos levantamentos de ocorrência do lobo-guará)
também pode contribuir para a ocorrência da
espécie nessas duas áreas. Outro fator comum
às áreas de ocorrência do lobo-guará é o elevado Índice de Diversidade de Hábitats (DH)
das unidades de mapeamento, incluindo
principalmente várzeas e áreas úmidas. A
presença de hábitats diversos é certamente
um importante indicador de áreas preferenciais para o lobo-guará em ambientes fragmentados, por disponibilizar diferentes recursos
no território em diferentes épocas do ano. O
Estado de Conservação (EC) também
mostrou ser um bom indicador da ocorrência
dessa espécie.
As sete áreas de ocorrência do lobo-guará mapeadas na Matriz coincidem com as áreas remanescentes mapeadas. Dessas, três estão inseridas em unidades remanescentes, classificadas como Muito Alta e Alta Prioridade.
Outras duas áreas de ocorrência se inserem
em contexto de unidades com prioridades
Alta e Muito Alta, incluindo, também, áreas
transformadas. Tal fato pode indicar baixa
disponibilidade de hábitats remanescentes
para essa espécie, e uso daqueles de qualidade inferior como áreas suplementares ou
como rotas de dispersão. Por outro lado, duas
áreas de ocorrência abrangem unidades mapeadas como Média Prioridade, além de incluir significativas porções de paisagens
transformadas para uso agrícola.
Esses dados corroboram o potencial do modelo proposto para definição de áreas prioritárias. A efetiva conservação dessas unidades
pode garantir a manutenção de hábitats para
espécies ocorrentes na Matriz. Estratégias
para efetiva interconexão dessas unidades,
incluindo, nesse novo desenho de reservas,
unidades de Alta e Média prioridades, podem proporcionar melhorias estruturais mais
favoráveis para a conservação na Matriz do
que a atual distribuição isolada de unidades.
Áreas menores podem, assim, desempenhar
importante papel como áreas auxiliares na
dispersão ou como corredores de ligação entre áreas mais significativas.
Considerações sobre o Modelo Proposto
Essa contradição com o modelo pode ser explicada pela fragmentação relativamente recente nessas áreas, intensificada a partir da
década de 1990. Os trabalhos de mapeamento
de ocorrência do lobo-guará foram realizados
entre 1994 e 1999. Portanto, a fragmentação
ocorrida nesse intervalo de tempo contribuiu
para um menor índice de conservação dessas
unidades no modelo (desenvolvido sobre
imagem de 2000). As áreas de ocorrência também incluem diversas pequenas áreas úmidas
remanescentes, menores que a área mínima
Identificação de Paisagens Remanescentes: A
interpretação visual de imagens é fundamentada em propriedades holísticas de percepção
e oferece um método eficiente para a classificação de paisagens complexas e heterogêneas
(Antrop, 2000). Essa abordagem é apropriada
para a análise de paisagens tropicais e subtropicais fragmentadas que apresentam alta
variabilidade espacial e temporal. Demandam,
no entanto, intensivo trabalho para delineamento manual e amplo conhecimento do mo-
92
saico regional para a interpretação de imagens.
A classificação digital é recomendada para
análise de grandes áreas ou para áreas com
melhor resolução espacial. Para áreas menores,
se faz necessário um maior nível de detalhamento. Portanto, a interpretação visual de
imagens e fotos aéreas com maior resolução
espacial é mais adequada.
tura, dos parâmetros utilizados e dos valores
definidos. A estrutura do modelo apresentado, bem como a construção dos índices utilizados, é simples e direta, e produziu resultados considerados satisfatórios, quando
comparados à distribuição conhecida de espécies na Matriz Regional, utilizadas como
controle. Os valores dos índices foram
definidos de modo a haver equilíbrio entre os
parâmetros, e o critério de separação do
índice PC em três categorias por superfície remanescente equivalente, justifica-se no sentido de definir categorias de áreas prioritárias.
Podem ser atribuídos aos mesmos parâmetros diferentes arranjos entre valores e intervalos, em virtude de características ecológicas
regionais consideradas importantes.
Imagens com melhor resolução espacial (ex.
IRS, IKONOS) podem, evidentemente, proporcionar resultados mais consistentes e mais
facilidade de interpretação. São considerados
fundamentais para a interpretação visual das
imagens e delineamento de polígonos os
seguintes fatores: a) conhecimento prévio
dos sistemas de uso e manejo das terras e das
características fitofisionômicas da vegetação
natural; b) interpretação da resposta espectral de diferentes categorias de uso das terras
na imagem LANDSAT; c) dados complementares disponíveis no inventário, particularmente os referentes à análise da evolução
dos sistemas de uso das terras na Matriz por
meio da coleção temporal de imagens e fotos
aéreas; e d) associações entre esses fatores e
elementos na imagem já identificados ou previamente conhecidos.
A análise da correlação entre os parâmetros
permite uma reflexão sobre os valores utilizados. O Índice de Área (IA) e o Índice de Área
Nuclear (AN) apresentaram a correlação mais
alta com o Índice de Prioridade de
Conservação (r = 0,89 e 0,88, respectivamente;
p < 0,01). Apesar de serem altamente correlacionados (r = 0,98), ambos foram mantidos na
equação. Os demais índices apresentaram
valores de correlação menores com o Índice
de Prioridade (Estado de Conservação (EC): r
= 0,77; Diversidade de Hábitats (DH): r = 0,78
e Contexto do Fragmento (CF): r = 0,47; todos
p < 0,01).
Como todo trabalho em ambiente SIG, a
construção da base digital demanda trabalhos
intensivos, sendo esse fator limitante do
método. A execução da tarefa de delinear
polígonos em particular é extremamente trabalhosa. No entanto, produzem-se nesse
processo critérios coerentes para a subseqüente interpretação e definição dos parâmetros de estado de conservação, de diversidade
de hábitats e do contexto do fragmento, conforme já discutido. A constituição de base cartográfica digital georreferenciada e do respectivo banco de dados constitui base potencial
para estudos ambientais diversos, incluindo o
planejamento e o manejo da paisagem, monitoramento ambiental, e a definição de áreas
prioritárias para a conservação.
O peso elevado dos índices de área (IA e AN)
no resultado final do PC parece ser adequado
para a paisagem analisada. Parte-se do princípio de que áreas protegidas maiores podem
ser recuperadas em médio e longo prazos.
Áreas menores isoladas apresentam tendência de perder características ecológicas importantes no mesmo intervalo de tempo. No entanto, áreas com prioridade média podem desempenhar papel importante para a conexão
entre áreas de prioridade Alta e Muito Alta.
Devem, portanto, ser consideradas no planejamento de mosaicos de áreas protegidas.
Além disso, áreas pequenas, isoladas em
meio a áreas agrícolas, podem conter espécies
raras da Matriz Regional (Paraná, 2004;
Polatti, 2005).
Parâmetros para Definição de Áreas
Prioritárias: A validade dos resultados de um
modelo depende de adequação de sua estru-
93
Carlos Hugo Rocha
O índice AN foi operacionalizado considerando-se uma única faixa de cem metros a partir
dos limites das unidades remanescentes.
Havendo disponibilidade de dados consistentes sobre os efeitos de borda, esse índice
pode ser operacionalizado considerando distintos intervalos como limites (ex. cinqüenta,
cem, duzentos), variáveis para cada formação
da vegetação natural. Informações sobre o
efeito de borda para os biomas brasileiros
começam a ser discutidas mais amplamente e
podem ser consideradas na definição de intervalos de efeito borda.
O Índice CF também foi determinado qualitativamente. A combinação de métricas da paisagem como Isolation, Contagion, Interspersion,
Contrast e Conectivity, (que podem ser obtidos
a partir de softwares como Fragstats) pode
produzir um índice CF automático. A utilização de métricas, no entanto, deve ser criteriosa, pois os parâmetros para gerar dados
confiáveis que representem padrões ecológicos de interesse demandam uma interpretação qualitativa da paisagem regional. O valor de uma métrica da paisagem é função de
como foi definida a paisagem e a escala de observação (McGarigal & Marks, 1995).
O Índice DH foi determinado de modo expedito, computado pela presença dos hábitats
típicos inseridos na unidade remanescente
mapeada. Uma abordagem mais robusta
pode incluir o número de tipos de vegetação
presente na unidade, normalizado pela área
relativa, compondo um índice mais representativo da diversidade. Nesse caso, a variabilidade entre as unidades será mais ampla do
que a proporcionada pelos intervalos rígidos
utilizados. Gradientes de altitude presentes
em uma unidade também podem ser elementos importantes de diferenciação da diversidade, particularmente em regiões com
grande amplitude de altitudes.
Não foi incluído nessa análise um parâmetro
relativo à importância de conservação de remanescentes situados na bacia de captação
para abastecimento urbano de Ponta Grossa
(21 unidades situadas na porção noroeste da
Matriz). É evidente o potencial de benefícios
mútuos advindos da conservação desses remanescentes para a biodiversidade e para a
qualidade das águas. Da mesma forma, seis
unidades remanescentes situadas em áreas
públicas com uso direto dos recursos poderiam
ser avaliadas com peso diferenciado. Em tese,
pelo menos, a conservação dessas unidades
poderá ser mais facilmente negociada.
O índice EC foi determinado qualitativamente, baseado na interpretação visual dos
padrões na imagem LANDSAT. Esse índice
pode ser automatizado a partir de índices
como NDVI (Normalized Difference Vegetation
Index) ou outro índice digital de vegetação.
Esses apresentam respostas típicas em virtude do tipo da vegetação, das condições
climáticas e do respectivo estado de conservação dessas unidades. A vantagem, nesse
caso, seria a produção de índice contínuo em
formato matricial (raster) de acordo com o
estado de conservação, e não um índice único definido para cada unidade. A utilização
de um índice digital de vegetação, no entanto, dependeria de longos estudos no sentido
de calibrar as informações digitais da imagem
de satélite com as variações ambientais e
temporais que condicionam a resposta espectral.
Limitações e Potencial do Modelo: Existem
diferentes abordagens metodológicas para
identificar áreas prioritárias para a conservação. Essas abordagens refletem objetivos
distintos e diferentes pressupostos, muitas
vezes implícitos, sobre os condicionantes a
ser considerados quando as atividades de
conservação forem implementadas. O avanço
da ciência da biologia da conservação indica
uma clara tendência na direção de que nenhum procedimento ou algoritmo para identificação de áreas seja considerado universal
ou adequado em todas as situações
(Prendergast et al. ,1999; Jennings, 2000;
Grooves et al., 2001; Rothley et al., 2004).
As diretrizes apresentadas nesse modelo
apontam para a seleção de áreas maiores, com
área nuclear mais significativa, maior diversidade de hábitats, melhor estado de conser-
94
vação e situadas em contexto mais favorável
à conservação. A combinação desses fatores
produziu um modelo consistente com as
áreas previamente conhecidas de ocorrência
de espécies indicadoras usadas como referencial de controle. Havendo disponibilidade de
dados sobre ocorrência de espécies, esses podem, evidentemente, ser incorporados ao
modelo, contribuindo para uma maior precisão. O modelo pode também contribuir
para direcionar esforços no levantamento de
espécies, para fins de inventário ou de priorização de áreas.
gias para conservação devem incluir um sistema de áreas protegidas interligado com
Reservas Legais e Áreas de Preservação
Permanente nas propriedades rurais. Nesse
contexto de Matriz Regional fragmentada e
de propriedade particular do território, essas
estratégias passam fundamentalmente pelo
trabalho com as comunidades rurais, na busca de alternativas para a conservação, aliadas
a estratégias de desenvolvimento territorial
mais compatíveis com a conservação do que o
atual sistema de uso das terras. Desse modo,
aspectos culturais, econômicos e sociais do
mosaico devem ser incorporados no desenho
de sistemas efetivos de áreas protegidas.
Os princípios apresentados nesse modelo não
prevêem a magnitude das respostas
necessárias à predição da contribuição de cada parâmetro para a conservação. Assim, não
são feitas inferências sobre qual o tamanho
mínimo de área necessária para a conservação de espécies ou sobre a população viável mínima. De modo similar, o método não
pode prever quais espécies poderão ser mantidas ou quantas tendem à extinção em médio
e longo prazos. A abordagem discutida indica
que as áreas categorizadas como de
Prioridade Muito Alta devem ser mais efetivas para a conservação do que as demais
áreas remanescentes.
A implantação de sistemas integrados de áreas
protegidas pode proporcionar um contexto espacial adequado, configuração e conectividade
para a conservação de pelo menos algumas espécies na escala regional (Poiani, 2000). Desse
modo, unidades remanescentes e matrizes
contendo grupos de unidades remanescentes
podem ser arranjadas continuamente dentro
de uma região ou em diversas regiões adjacentes para a proteção de espécies com alta demanda territorial, como o lobo-guará
(Chrysocyon brachyurus) ou a suçuarana (Puma
concolor). Da mesma forma, unidades em diversos tamanhos podem ser utilizadas como
hábitats para espécies migratórias como aves,
insetos ou morcegos.
Enquanto essa abordagem apresenta sérias
limitações, a situação de fragmentação em
regiões intensivamente manejadas requer
ação urgente. A ecologia das espécies não é
suficientemente conhecida para auxiliar na
identificação das áreas; esses estudos são
caros e demandam longo tempo. Registros de
novas espécies ou de espécies novas para a
região têm sido freqüentes nos últimos anos,
de modo paralelo à intensificação da fragmentação dessas áreas. Nessas circunstâncias,
o modelo proposto apresenta-se como um potencial pragmático para mapear e definir
áreas prioritárias para a conservação na escala da paisagem, ou seja, a escala local em
que as decisões de conservação ou de manejo
são tomadas.
CONCLUSÕES
As características de uso múltiplo dos recursos, a fragmentação da paisagem nas escalas
de estudo e a importância de conservação das
paisagens remanescentes foram o referencial
para o desenvolvimento desse trabalho. O
modelo apresentado para seleção de áreas
prioritárias na Matriz Regional mostrou-se
eficiente para os objetivos propostos. A
construção dos índices é relativamente simples e direta, produzindo resultados considerados satisfatórios. As áreas prioritárias mapeadas mostraram uma excelente correspondência geográfica com as áreas de ocorrência de espécies conhecidas, utilizadas como
A distribuição espacial das unidades remanescentes prioritárias indica que estraté-
95
Carlos Hugo Rocha
controle. O modelo discutido pode ser aplicado nas demais regiões dos Campos Gerais,
para a escolha de unidades na escala local, e
constituir mosaico regional de áreas potenciais para a conservação.
sos e esforços para a conservação em áreas
consideradas mais promissoras. A perspectiva é a de que, a partir da definição de áreas
consideradas fundamentais, possam ser estimulados programas integrados para o
manejo e conservação da paisagem (Rocha &
Milano 1997).
A combinação de parâmetros complementares
para a formação do Índice de Prioridade de
Conservação produziu um referencial mais
consistente para o planejamento de sistema de
áreas protegidas do que índices ou métodos
isolados. Diferentes abordagens podem enfatizar outras características da paisagem que
sejam consideradas fundamentais para a
manutenção de padrões e processos que sustentam a biodiversidade. Havendo disponibilidade de informações sobre ocorrência de espécies ou parâmetros relevantes (ou a possibilidades de coleta desses dados), esses podem ser incorporados na equação, tornando,
assim, o modelo mais robusto.
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A seleção de áreas prioritárias nesse modelo é
fundamentada em decisões qualitativas influenciadas pelo grau de conhecimento
disponível sobre as paisagens naturais e sistemas de uso das terras na Matriz Regional. A
reprodutibilidade desse modelo é, assim, limitada. Por outro lado a análise qualitativa é
um dos referenciais mais importantes do
modelo, ao produzir uma abordagem em
múltiplas escalas e identificar fatores que podem contribuir ou atuar de modo desfavorável para a implantação de práticas de conservação na paisagem local. A análise interdisciplinar dos padrões para fins de mapeamento
de remanescentes e definição dos indicadores
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Por princípio, esse referencial metodológico
poderá ser aplicado a distintas paisagens
fragmentadas com uso intensivo das terras,
em escalas de análise mais amplas ou restritas, para detalhamento de áreas prioritárias.
Poderá também ser aplicado no planejamento
de sistemas de reservas interligadas para uma
determinada ecorregião, envolvendo áreas
públicas e terras privadas. Os resultados obtidos dessa forma permitem direcionar recur-
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and Nature Reserve in the Yukon, Canada.
Conservation Biology 19: 1262–1272
Ribbon, J.E.; Simon, J.E.; G.T. Mattos 2003.
Bird Extinction in Atlantic Forest Fragments
of the Viçosa region Southeastern Brazil.
Conservation Biology 1827 – 1839, v16, n6
Wiens, J.A. 1999. The Science and Practice of
Landscape Ecology. In Klopatek, J.M. &
Gardner R.H. eds. Landscape Ecological
Analysis: Issues and Applications. Spronger
Verlag. New York.
Riitters, K.H.; O’Neill, R.V.; Hunsaker, C.T.; et
al. A factor analysis of landscape pattern and
structure metrics. Landscape Ecology, 10, 1: 23-39.
SPB Academic Publishing. Amsterdam, 1995
With, K.A., 1999. Landscape conservation: a
new paradigm for the conservation of biodiversity. In Wiens, J. A. and Moss, M.R. Issues
in Landscape Ecology. IALE Fifth World
Congress. Snowmass - CO.
Rothley, K.D.; Berger, C.N.; Gonzalez, C.;
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Combining Strategies to Select Reserves in
Fragmented Landscapes. Conservation
Biology. 18: 1121-1131.
Zonnelveld, I.S. 1995. Land Ecology. SPB
Academic Publishing, Amsterdam.
Rocha, C.H.; Weirich Neto, P.H. 2005 (coords)
Conservação das Paisagens Remanescentes e
99
Resenha
“Não verás país nenhum”
Ignácio de Loyola Brandão. 24ª edição; Rio de Janeiro,Editora Global, 384p.
ISBN: 85-260-0199-X
Por Ana Cristina Suzina1
regiões do mundo. Brandão fala de desertos –
um na região da Floresta Amazônica, por exemplo –, de aquecimento global, de escassez
completa de chuva, de desaparecimento dos
rios, de concessão de florestas públicas, de internacionalização do território brasileiro, de inchaço das grandes cidades, de acidentes com
usinas nucleares, de cidades litorâneas submersas pelo mar, de desaparecimento total das espécies da fauna e da flora, entre outras catástrofes naturais. Em toda a narrativa, está explícito
que o uso sem medida dos recursos naturais
levou a essa situação e gerou mais pobreza,
mais desigualdade e um completo caos social.
Fica claro, na narrativa, como a destruição da
natureza só piorou ou tornou impossível a vida
das pessoas, gerando deformações, doenças e
grandes limitações no cotidiano. Na cidade, há
os acampamentos das populações que migraram das áreas onde o sol mata só de ficar
brevemente exposto, e esses grandes contingentes humanos tentam invadir as áreas onde
ainda há comida, mesmo que desenvolvida em
laboratório. O livro fala do desespero das pessoas, da falta de perspectiva e de um cotidiano
de privações constantes.
Imagine uma cidade em que não há mais animais, não há mais plantas, não chove mais e os
leitos dos rios estão todos secos. Alimentos, bebidas e até cheiros são produzidos artificialmente em laboratórios, o vento não sopra e o
sol arde sobre a pele até desintegrar a carne humana. Esta é a São Paulo imaginada por
Ignácio de Loyola Brandão no livro “Não verás
país nenhum”, em um exercício de levar aos últimos efeitos uma relação dilacerante do
homem com a natureza.
Em alguns trechos, as personagens descrevem
os alimentos. Uma vez que não há mais plantações, porque o solo está completamente exaurido, não há chuvas, nem rios, nem vento,
desenvolveu-se alta tecnologia para produzir
refeições que imitam a imagem dos alimentos
tal como conhecemos, mas sem distinção de sabor. “A falta de cheiro nessas comidas vindas
das indústrias ministeriais me inquieta. Sabe-se
lá de que modo são sintetizadas. Se fazem água
da urina, vai-se ver o que estamos a comer.
Esses alimentos são assépticos demais. Deixam
na garganta um sabor de plástico que demora a
O cenário da trama impressiona pela antecipação, feita há 25 anos. A história se desenvolve em São Paulo, mas há referências constantes sobre todo o Brasil e sobre outras
1 Ana Cristina Suzina é jornalista, especialista em História e estudante
de Sociologia Política
Resenha
100
Resenha
sair”, lamenta o protagonista, enquanto recorda dos sabores das frutas colhidas na hora no
quintal da casa do avô, em sua infância. Em
outro trecho do livro, o casal vai à feira comprar cheiros e escolhem entre as opções de
cheiro de chuva molhando a terra, certos tipos
de plantas, cocô de vaca, calçada sendo lavada
no verão, etc.
machado para a serra elétrica e como isso
acelerou o processo de desflorestamento.
O romance tem uma introdução mais descritiva que de movimentação, que localiza o leitor
nesse tempo imaginário de devastação. Aos
poucos, a história ganha complexidade e agilidade, despertando a atenção e a curiosidade
pela próxima página. Há momentos fortes de
emoção, suspense e aventura. As descrições de
cenários e sensações das personagens são ricas
e transportam o leitor para esse cenário surreal
e inquietante.
Na obra, a cidade de São Paulo está dividida
por estratos formados por várias categorias
que se diferem por direitos de acesso a partes
da cidade, a quantidades de fichas de água
concedidas por mês, a certos tipos de transporte. As pessoas andam em filas e só podem
circular nos distritos em que suas identificações
permitem. Alto-falantes anunciam morte imediata para quem ousar sair debaixo das marquises, que supostamente protegem as pessoas
do intenso calor.
Em vários momentos, a epopéia lembra passagens do filme Matrix I, como o trecho em que
Morfeus conta a Neil que a realidade que as
pessoas vivem não existe e, de fato, se trata de
uma ilusão projetada por um dispositivo tecnológico instalado em suas mentes. No filme,
Morfeus explica que o mundo, na verdade, foi
totalmente devastado pelo homem, que ele
descreve como um parasita que acabou com a
natureza, fonte de sua própria subsistência.
Loyola Brandão descreve também um cenário
de avanço tecnológico para suprir as necessidades humanas – em seu livro, não há dispositivos conectados às pessoas, mas supõe-se que
a comida tem elementos químicos tranqüilizadores que evitam que a população se revolte diante de tanta desigualdade e pobreza.
Há descrições de cenários bisonhos, como o
cemitério de carros nos grandes viadutos de
dezenas de pistas. A personagem principal fala
de um tempo histórico em todas as pessoas tinham e queriam ter mais carros, e sobre como
tiveram que abandoná-los em um dado momento, porque não havia mais como manter os
veículos transitando. “A free-way estava coalhada de carros. De uma amurada a outra, nenhum espaço. Ao luar, via os radiadores enegrecidos, capôs corroídos, vidros partidos ou
cobertos de pó, faróis vazados. (...) Na sua imobilidade davam a sensação de velocidade”,
descreve o protagonista.
Em toda a narrativa, Brandão deixa no ar uma
pergunta sobre a possibilidade daquela sociedade sobreviver diante de tamanha agrura.
A trama parece ter saído do baú do surrealismo
e gera um desconforto duplo, pela trajetória agonizante dos protagonistas e pela lista evidente de passos que nossa sociedade real já deu
no mesmo sentido que a imaginada na obra.
Brandão descreve também fatos que teriam
acontecido no passado da trama, como o
dramático vídeo que mostra o corte da última
árvore do Brasil. A personagem principal faz
reminiscências à sua infância, quando seu avô
trabalhava derrubando árvores com machado.
Ele conta como era ver os homens dizimando
grandes florestas até chegar ao capão de mato
que restava no final, onde todos os bichos estavam refugiados. Ele narra como os homens
ateavam fogo a esse capão e caçavam os animais que fugiam pelo descampado. Nesse momento de recordação, um dos mais tocantes da
trama, a personagem fala da transição do
Resenha
A crítica é forte, tanto às opções políticas
tomadas no histórico que antecede o cenário
descrito pelo livro, quanto ao comportamento
das pessoas em sua relação com a natureza. É
apocalíptico, porque descreve uma situação extremada de esgotamento da natureza como um
todo e de caos social. Mas, com isso mesmo,
provoca uma reflexão, ou no mínimo a dúvida:
seria isso possível, de fato?
101
Resenha
Valuing Ecosystem Services: Toward Better
Environmental Decision-Making.
Heal, G.M. et all. National Academy Press. Washington, DC, EUA 277 p. 2004.
Por Ricardo Y. Tsukamoto, PhD.
Natureza tem valor? Qual?
cionalmente com os temas mais importantes
das ciências. Para isso, formou um comitê de
11 especialistas ambientais, pertencentes a
distintas áreas do conhecimento – biológicas,
exatas e humanas. Os especialistas debateram
extensamente os vários aspectos do assunto,
terminando por elaborar esta obra de revisão
teórica e prática. Abrange desde os conceitos
usados para valorar os produtos e serviços do
ecossistema até o processo decisório.
Esta é a definição mais importante para que a
sociedade humana possa decidir o que fazer
com cada um dos ecossistemas do planeta. É,
porém, um tema raramente discutido de forma objetiva, o que vem postergando ações
ambientais eficazes e duradouras em todo o
mundo.
Um ecossistema não é mais ou menos importante só por existir. Estabelecer o valor, ou
valorar, um ecossistema requer que se quantifiquem as funções e os serviços que aquele
ecossistema desempenha. Mas que desempenha para quem? Há aí duas visões distintas. A primeira é que os valores dos ecossistemas e seus serviços sejam considerados como não-antropocêntricos, e que as espécies
não-humanas têm interesses ou direitos
morais sobre eles. Por ser essencialmente
filosófica, tal visão é praticamente impossível
de valorar. A segunda visão, que segue uma
concepção econômica de valoração, considera
os valores antropocêntricos. Tal concepção
permite calcular os custos ou benefícios associados a eventuais alterações nos serviços
providos pelo ecossistema e que, até recentemente, eram desprezados na análise. Assim, a
decisão entre conservar e restaurar alguns
ecossistemas versus continuar e expandir as
atividades humanas em outros resulta de
ponderação deste potencial conflito, com base
no valor dos serviços de cada ecossistema.
As análises no livro usam como modelo os
ecossistemas aquáticos e seus ambientes terrestres relacionados. Cada ambiente marinho,
estuarino e de água doce, integra uma estrutura ecológica e hidrológica que inclui zonas
ripárias, ecossistemas terrestres de terra firme
e os aqüíferos subterrâneos. Assim, a análise
abrange sempre o ambiente aquático e o terrestre relacionado. Os autores do livro consi-deram válidos os princípios e as práticas de valoração de produtos e serviços do ecossistema,
tanto em situações aquáticas como terrestres, de
modo que os conceitos ali apresentados seriam
aplicáveis a quaisquer ecossistemas.
O livro de 277 páginas está dividido em 9
capítulos: Sumário Executivo; 1. Introdução;
2. O significado de valor e o uso de valoração
econômica no processo decisório de política
ambiental; 3. Ecossistemas aquáticos e terrestres relacionados; 4. Métodos de valoração
não-mercadológica; 5. Tradução de funções
do ecossistema para valor dos serviços do
ecossistema: estudo de casos; 6. Ponderação,
incerteza e valoração; 7. Valoração do ecossistema: síntese e rumos futuros; Apêndices: A,
B, C e D.
Para caracterizar melhor a complexa tarefa de
valorar um ecossistema e promover a tomada
de decisões mais embasadas, a Academia
Nacional de Ciências dos EUA organizou
uma revisão do assunto, como faz tradi-
Resenha
102
Resenha
O assunto é apresentado de forma didática e
encadeada, mas os capítulos são plenamente
compreensíveis se lidos separadamente, pois
em cada um deles estão incluídos sumário,
conclusões, recomendações e referências. Em
contraste ao usual em livros de vários autores, esta obra não indica autoria individual
nos distintos capítulos, para enfatizar a elaboração conjunta de toda a obra pelos membros do comitê.
Em conclusão, esta obra inovadora propicia a
incorporação de conceitos práticos de economia à análise e ao manejo dos ecossistemas,
com o auxílio de exemplos reais. Para a maioria de nós, técnicos ambientais, proporciona
um universo novo, em que os cenários de
uso, proteção ou restauração de ecossistemas
são avaliados através de uma forma de
raciocínio mais compreensível e palatável à
sociedade civil. É, por isso, uma leitura imprescindível para os analistas e gestores ambientais.
A obra está disponível em inglês, como livro
impresso, para aquisição nos EUA. Pode também ser baixada em formato .pdf – gratuitamente – no website da editora: http://www.
nap.edu/catalog/11139.html .
Resenha
103
Agenda
Agenda
LVII Congresso Nacional de Botânica:
“Biodiversidade: Conservação e Uso”
Organização: Sociedade Botânica do Brasil
Data: 6 a 10 de novembro de 2006
Local: Gramado – RS - Brasil
Mais informações:
http://www.57cnbot.com.br/default.asp
Orchid Conservation Congress)
Organização: Jardim Botânico Lankester
Data: 19 a 23 de março de 2007
Local: São José – Costa Rica
Mais informações: www.jardinbotanicolankester.org ou [email protected]
Repensando Áreas Protegidas em um
Mundo em Mudança (Rethinking Protected
Areas in Changing World) – e conferência
Bianual sobre áreas protegidas e sítios
culturais (Biennial conference on parks,
protected areas & cultural sites)
Organização: The George Wright Society
Data: 16 a 20 de Abril de 2007
Local: St Paul, Minnesota – Estados Unidos
Mais informações:
www.georgewright.org/2007.html
Congresso Internacional – Serviços ambientais dos ecossistemas no neotrópico
Organização: FORECOS
Local: Valdívia – Chile
Mais informações: [email protected] ou www.forecos.net
IV Simpósio Universitário Iberoamericano
sobre Meio Ambiente
Organização: Instituto Superior Politécnico
José Antonio Echeverría (ISPJAE)
Data: 28 de novembro a 1 de dezembro de
2006
Local: Havana - Cuba
Mais informações: [email protected] ou www.cujae.edu.cu
Primeiro congresso Internacional sobre biodiversidade: trabalhando em conjunto para
segurança da sobrevivência, da alimentação
e ecologia, pela vida na Terra
(st International Biodiversity Congress:
Working Together for Livelihood Security,
Food Security and Ecological Security for
Life on Earth)
Data: 22 a 25 de maio de 2007
Local: Bangkok, Thailand
Mais informações: [email protected] or
[email protected]
Encontro Regional de Áreas Úmidas e
Recursos Hídricos (Regional Wetlands and
Water Resources Meeting)
Organização: USEPA
Data: 16 de dezembro de 2006
Local: Kansas City, Estados Unidos
Mais Informações: [email protected]
Primeiro Congresso Internacional sobre
Biodiversidade (First International
Biodiversity Congress)
Organização: Himalyan Resources Institute
and the Mountain Fund
Data: 22 a 31 de maio de 2007
Local: Kathmandu, Nepal, Asia
Mais informações: RAM BHANDARI,
Congress Secretariat, Himalayan Resources
Institute, [email protected]
Conferência Internacional Sobre o Meio
Ambiente: Sobrevivência e
Sustentabilidade (International Conference
on the Environment : Survival and
Sustainability)
Organização: Near East University
Data: 19 a 24 de fevereiro de 2007
Local: Nicosia -Chipre
Mais informações: [email protected] or
http://www.neuconference.org/
V Congresso Brasileiro de Unidades de
Conservação – Simpósio Internacional de
Áreas Protegidas – II Mostra de
Conservação da Natureza
Terceiro congresso internacional de conservação de Orquídeas (3rd International
Agenda
104
Agenda
Organização: Fundação O Boticário de
Proteção à Natureza
Data: 17 a 21 de junho de 2007
Local: Foz do Iguaçu
Mais informações:
www.fundacaoboticario.org.br
Local: Scottish Exhibition & Conference
Center, Glasgow, Reino Unido
Mais informações:
http://www.bcpc.org/iapps2007
VII Simpósio Internacional de Zoologia
Organização: Instituto de Ecologia y
Sistematica e Sociedad Cubana de Zoologia
Local: Lopes de Collantes, Sancti Spiritus,
Cuba
Mais informações: daysitarb_@T_ecologia.cu
Continuidade e mudanças na paisagem: 13º
Simpósio Internacional da Sociedade de
Manejo de Recursos (Landscape Continuity
and Change: 13th International Symposium
on Society and Resource Management)
Data: 17a 21 de junho de 2007
Local: Park City, Utah – Estados Unidos
Mais informações: www.ISSRM2007.org
Primeiro Congresso Europeu sobre
Biologia da Conservação: Diversidade para
Europa (The 1st European Congress of
Conservation Biology (ECCB) “Diversity for
Europe”)
Data: 22 a 26 de agosto de 2007
Local: Eger, Hungria
Mais informações: ([email protected])
ou http://www.eccb2006.org
Nona Conferência Internacional sobre
Ecologia e Manejo de Invasão de Plantas
Exóticas (9th International Conference on
the Ecology and Management of Alien Plant
Invasions)
Data: 17 a 21 de setembro de 2007
Local: Perth, Austrália
Mais Informações: http://www.congresswest.com.au/emapi9/ ou
[email protected]
16º Congresso Internacional de Proteção de
Plantas (XVI International Plant Protection
Congress)
Data: 15 a 18 de outubro de 2007
Agenda
105
Instruções Gerais para Autores
Agenda
métodos, resultados, discussão, conclusão
(quando couber) e referências bibliográficas.
Os textos devem ser originais, com no máximo 25 páginas.
NATUREZA & CONSERVAÇÃO
Instruções Gerais para os Autores
ESCOPO
NORMAS GERAIS
Natureza & Conservação é um periódico semestral bilíngüe (português e inglês) que tem
por objetivo promover discussões, disseminar idéias e apresentar resultados de
pesquisas voltadas à conservação da natureza
com enfoques locais, regionais, nacionais e
globais. Caracteriza-se por apresentar textos
de caráter científico, filosófico e técnico, abordando temas relacionados à biologia da conservação, manejo de áreas naturais protegidas
e ética conservacionista.
Não existem restrições com relação aos potenciais autores de artigos publicados em
Natureza & Conservação; no entanto, os artigos devem estar diretamente relacionados
com a conservação da natureza.
O Comitê Editorial de Natureza &
Conservação entenderá que todos os textos
enviados à apreciação não foram publicados
anteriormente, nem estão sendo submetidos à
publicação em outros periódicos. O autor
principal é responsável por assegurar que o
manuscrito foi visto e aprovado por todos os
co-autores, e a carta de encaminhamento do
artigo deve ser assinada por todos os autores.
É também responsabilidade do autor principal assegurar que os manuscritos oriundos de
uma instituição tenham sido por ela aprovados ou referendados. O Conselho Editorial se
reserva o direito de decidir quando o trabalho
será publicado, no caso de aprovação. Os autores devem manter uma cópia do artigo, de
modo que os editores não se responsabilizam
por perdas ou danos de originais.
Para difundir de forma mais efetiva a questão
conservacionista, a revista é distribuída para
mais de 400 bibliotecas do Brasil e mais 43
outros países.
Esta iniciativa da Fundação O Boticário de
Proteção à Natureza enquadra-se na sua missão de promover e realizar a conservação da
natureza.
SEÇÕES
Este periódico está dividido em duas
seções:
PROCEDIMENTOS PARA APRECIAÇÃO
DE MANUSCRITOS
Ponto de Vista: onde são apresentados artigos de opinião e/ou ensaios, embasados com
referências bibliográficas. A estrutura é livre,
desde que o texto não exceda 15 páginas, e
não tenha sido publicado anteriormente.
Deve apresentar resumo, palavras-chave e
referências bibliográficas completas.
Artigos Técnico-científicos: reúne artigos
que apresentam resultados de trabalhos científicos com dados primários ou secundários
(de compilação). Devem ser estruturados em
título, resumo, introdução, objetivos (podem
estar inclusos na introdução), material e
Todos os manuscritos serão submetidos à revisão de pelo menos três especialistas no assunto. É utilizado o sistema de duplo-cego, ou seja,
os especialistas desconhecem a autoria do artigo que revisaram e o(s) autor(es) do artigo desconhece(m) que revisores que analisaram o seu
artigo. O Conselho Editorial procurará avaliar o
mérito de parte ou de todo o manuscrito. As recomendações dos revisores serão encaminhadas ao autor principal, e a decisão final sobre
a publicação cabe ao Conselho Editorial.
106
Informações Gerais para Autores
final, até cinco palavras-chave diferentes das
do título.
Formato do manuscrito
O manuscrito deverá ser formatado em
tamanho A4, margens de 2 cm, espaçamento
duplo. No caso de material enviado impresso,
as páginas devem ser numeradas seqüencialmente a lápis. Deve ser editado em Word for
Windows 6.0 ou versões mais novas, fonte
Times New Roman 12 para o texto e 10 para
referências bibliográficas e legendas de figuras e tabelas. O texto deve ser justificado, usando estilo “normal”; colocar apenas um espaço entre as palavras, e não separar as
sílabas. Não utilize a tecla “tab” para começar
os parágrafos, nem espaços entre eles. Evitar
o uso de negrito ou sublinhados. Use apenas
itálico no caso de nomes científicos, ou de
palavras em latim ou em língua diferente da
utilizada no manuscrito. O manuscrito pode
ser enviado via correio (quatro cópias impressas e uma cópia em disquete ou cd-rom), ou
através de mensagem eletrônica (colocando o
arquivo do manuscrito em anexo, com extensão “rtf” e as figuras em “jpg”).
Unidades de medida: deve ser utilizado o sistema métrico, devidamente abreviado, quando for o caso.
Nomes científicos: devem ser em itálico,
sempre que possível antecedidos do nome comum (por exemplo, tesourão-pequeno
Fregata ariel ).
Nomes não adotados na língua original:
também devem ser grafados em itálico (ex.:
em português – “... estas informações encontram-se no site...”; em inglês – “pressure of the
sem terra movement...”).
Tabelas: usar os recursos do Word for
Windows para montar e formatar as tabelas.
Não insira linhas verticais. Evite abreviações, a não ser no caso de unidades de medida. Os títulos, com apenas a primeira letra
em caixa-alta, devem vir precedidos pela
palavra Tabela, seguida do número correspondente. Devem ser informativos e sucintos. A primeira citação de uma tabela no texto deve ser realçada em caixa alta e negrito
(ex.: TABELA 3), e as demais apenas em
caixa-alta.
O texto pode ser enviado em sua língua original, mas é desejável que seja enviado também em inglês.
Título: deve ser conciso e informativo, com
no máximo 15 palavras, somente com a inicial
maiúscula. Os subtítulos incluídos no texto
devem ser em maiúsculas, não numerados
em negrito e alinhados à esquerda.
Figuras: quaisquer ilustrações (fotos, desenhos, diagramas, gráficos, mapas) serão consideradas Figuras, e devem ser numeradas
consecutivamente. No caso de envio de material impresso, todo material ilustrativo
deve ser inserido no texto. Na cópia em
meio digital que deve acompanhar o material enviado impresso, e nos manuscritos enviados por e-mail, não inserir as figuras
nos arquivos de texto. Nestes, nos lugares
onde as figuras são inseridas, colocar seu título. As Figuras deverão vir em arquivos
separados, sendo que: gráficos devem ser
elaborados em programas adequado e apresentados em formato que permita sua manipulação. Não são aceitos gráficos em
cópias xerográficas ou imagens escaneadas.
Imagens: deverão vir com extensão “.jpg”,
com resolução mínima de 600 dpi. Os títu-
Autores: o manuscrito deve ter uma folha de
rosto, que inclua o título do artigo, os nomes
dos autores, sua titulação e organização a
qual pertencem. Incluir o endereço postal
completo e o e-mail do autor principal, para
onde devem ser enviados correspondência e
o material a ser corrigido. Nesta folha podem
ser incluídos os agradecimentos (quando couberem).
Resumo: um resumo deve acompanhar o texto, deve ter caráter informativo, apresentando
as idéias mais importantes do artigo, escrito
em espaçamento 1, em um único parágrafo e
não excedendo duzentas palavras. Incluir, ao
107
los das Figuras devem ser colocados na
parte debaixo dessas, com apenas a
primeira palavra em maiúsculas. As legendas deverão acompanhar as figuras, inseridas nas mesmas ou junto com os títulos. As
imagens, em que as dimensões sejam essenciais, devem trazer escala gráfica, não
numérica. A primeira citação de uma figura
no texto deve ser realçada em caixa alta e
negrito (ex.: FIGURA 5); as demais, somente em caixa alta. O espaço disponível
para as figuras vai depender de considerações de editoração da revista, devendo ser
tomado o cuidado para que o tamanho das
letras, números, escalas e símbolos utilizados possibilitem uma redução de até 60%.
Os autores devem evitar duplicidade de informações entre figuras e tabelas e o uso de
informações irrelevantes (ex.: dígitos não
significativos).
Fernandez, F. A. dos S. 2000. O poema imperfeito: crônicas de Biologia, Conservação da
Natureza e seus heróis. Curitiba: UFPR /
FBPN..
Terborgh, J. 1986. Keystone plant resources in
the tropical forest. In: Soulé, M. E. (ed.).
Conservation biology: the science of scarcity and
diversity. Pp. 330-344. New York: Sinauer
Associates. Sunderland.
Olmos, F. 1993. Birds of Serra da Capivara
National Park, in the “caatinga” of north-eastern
Brazil. Bird Conservation International 3 (1): 21-36.
Tabanez, A. A. J.; Viana, V. M.; Dias, A. S.
1997. Conseqüência da fragmentação e do
efeito de borda sobre a estrutura, diversidade
e sustentabilidade de um fragmento de floresta de planalto de Piracicaba, SP. Rev. Bras.
Biol. 57: 47-60.
Citações e referências bibliográficas: As
citações no texto devem seguir o sistema de
nome e ano, como: Númenor (1980);
(Númenor & Yergos, 1990); Yergos et al.
(1986). Usar ponto e vírgula para separar
citações entre parênteses (Fernandez, 2004;
Smith, 2001; Klaus & Herbert, 2003). Se
houver mais de uma publicação do mesmo
autor em um mesmo ano, estas devem ser
especificadas por letras, como: Yergos
(1976a, 1976b). Evitar utilizar material bibliográfico não consultado diretamente, mas
se imprescindível, referenciar através de
“apud”, como: Silva, 1980 apud Yergos,
1981. Evitar notas de rodapé. Serão aceitas
citações de trabalhos no prelo (Yergos, no
prelo), ou comunicações pessoais: Olmos
(2005, comunicação pessoal). Transcrições
de texto devem ser representadas em itálico, entre aspas, citando a respectiva fonte
bibliográfica e número da página de onde
foi retirado o texto. Equações devem ser
digitadas com o editor de equações do
Winword ou equivalente, e todos os símbolos e abreviaturas devem ter seus significados explicitados no texto. As referências
bibliográficas devem ser listadas em ordem
alfabética de autor, apresentadas conforme
exemplos abaixo:
Rolston III, H. 2000. Intrinsic values in nature.
In: Milano, M. S.; Theulen, V. (orgs.). II
Congresso Brasileiro de Unidades de Conservação,
Anais, V. I, Conferências e Palestras, Campo
Grande. Pp. 76-84. Rede Nacional PróUnidades de Conservação / Fundação O
Boticário de Proteção à Natureza. Campo
Grande.
Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos
Recursos Naturais Renováveis (IBAMA).
1989. Lista oficial de espécies da fauna brasileira
ameaçada de extinção. Portaria no 1522, publicada no Diário Oficial da União de 19 de
dezembro de 1989.
Runte, Alfred. Why National Parks? George Wright
Forum. Disponível em www.george-wright.
org/192runte.pdf . Acesso em 12/08/2003.
Anexos e apêndices: devem ser incluídos
apenas se imprescindíveis à compreensão do
texto, como documentos de fundamentação,
comprovação ou ilustração. A numeração
será através de algarismos arábicos (ex.:
ANEXO 1), seguidos do respectivo título, cada um iniciando em uma página.
108
viar o material com as alterações que se fizerem necessárias. Cada autor terá direito a
cinco cópias de Natureza & Conservação,
além do arquivo em “pdf” correspondente a
seu artigo.
PROCEDIMENTOS APÓS ACEITAÇÃO
DO ARTIGO
Caso o artigo seja aceito, o autor será comunicado e terá no máximo dez (10) dias para en-
Os textos devem ser encaminhados em meio digital para:
Fundação O Boticário de Proteção à Natureza
Revista Natureza & Conservação
Rua Gonçalves Dias, 225
Batel – Curitiba - Paraná, Brasil, CEP 80.240-340
Fone: (41) 33402644 – Fax: (41) 3340-2635
Ou por e-mail: natureza&[email protected]
109
branca
(como na rrevista anterior)
com 4 números, basta preencher a ficha abaixo:
Nome:
CPF:
RG:
Endereço para entrega:
Número:
Complemento:
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Cidade
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UF:
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Como ficou sabendo?
Bairro:
e-mail:
e-mail
biblioteca
País:
site da Fundação
Indicação
jornal ou revista
Outro. Qual?
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Valor: R$ 40,00
Efetue o depósito na conta do Banco do Brasil: Agência: 3306-5 – Conta corrente: 5828-9
ATENÇÃO: SERÁ PEDIDO UM CÓDIGO VERIFICADOR. DIGITE O SEU CPF, SEM PONTO OU TRAÇO.
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ISSN 1679-0073
Natureza &
Conservação
Revista Brasileira de Conservação da Natureza
The Brazilian Journal of Nature Conservation
October, 2006 - vol. 4 - n.2
H
LIS DED
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Nature Conservation is our mission
The Fundação O Boticário de Proteção à Natureza (O Boticário Foundation
for Nature Protection) is a non-profit organization, headquartered in
Curitiba, South Brazil, and with operations throughout national territory. It
was founded in 1990 by the O Boticário company to promote and carry out
nature conservation actions. Since then, the Fundação O Boticário has produced effective and expressive results not only favoring the protection and
conservation of species and natural heritage being threatened by extinction,
but of nature as a whole.
Operations throughout Brazil
The Fundação O Boticário’s actions are defined and planned in an integrated
manner. Thus, resources are optimized and increasingly more effective results are achieved for nature conservation in Brazil, guaranteeing conditions
for life for this and future generations.
The Fundação O Boticário creates and maintains natural preserves in locations
of relevant environmental importance to protect samples of different
Brazilian biomes, with their own characteristics, and which are fundamental
for maintaining the life of all species. And it also contributes with public efforts in nature conservation.
Estação Natureza Exhibits are created as strategic support for nature conservation actions. They are set up in urban centers near the preserves and they
hold an active schedule of education and mobilization for schools and the
public in general.
Because it believes it is fundamental to disseminate knowledge, values and
conservationist attitudes, the Fundação O Boticário holds technical courses at
training centers, and by the Environment Trainee Program, which prepares
young professionals from all over Brazil to strengthen the conservationist
sector. The publication of books, journals and technical series, and the holding of events complement the strategy. The Brazilian Congress of Protected
Areas, considered one of the most relevant regular events on nature conservation in Latin America, is at the forefront here.
The Fundação O Boticário gives priority to its activities in those regions where
it maintains natural preserves and Estação Natureza Exhibits. However,
since its commitment is to generate knowledge and to make consistent nature protection projects feasible, it also promotes activities of other organizations through its support for conservation projects, which finances initiatives in every region of Brazil.
October 2006. Vol. 4. n. 2. Fundação O Boticário de Proteção à Natureza
Natureza & Conservação. Curitiba-PR. V.4 n.2. pp 1-224. October 2006
ISSN 1679-0073
Credits
Language (Portuguese) reviewed by
Jan Gerd Schöenfelder
Language (English) reviewed by
Maísa Guapyassú
Translation
Arabera Traduções
Graphic design supervision by
Daniélle Carazzai
Editing:
SK Editora Ltda.
Printed by:
Oficina do Impresso
Copies Printed :
1.200 exemplares
This journal is printed in offset alkaline
100% recycled paper (25% post-consumption – information given by the
supplier), grammages 90 and 150
g/m2.This is a Fundação O Boticário’s
choice, which reinforces its commitment
to protect nature.
Cover’s pictures:
Haroldo Palo Jr.
Arara-azul
(Anodorhynchus hyacinthinus): the
Hyacinth Macaw is the largest representative of the Psittacidae family, reachinhg
a height over 1.5 meters. It lives in forest
edges and trees canoples, nesting only in
natural cavities on a tree species: the
manduvi, Sterculia apetala. This bird
species is endangered with extinction due to illegal trade of living
animals and habitat destruction by fires and deforesting.
Pantanal
It is considered the world’s largest wetland, with the Brazilian’s biggest fauna
concentration. It reaches 185,000 square
kilometers, being 150,000 of them inside
Brazilian territory, in Mato Grosso and
mato Grosso do Sul states.
Inner pictures:
Gustavo Gatti and Haroldo Palo Jr.
Fundação O Boticário
de Proteção à Natureza
Rua Gonçalves Dias, 225. Batel.
Curitiba – Paraná – CEP 80240-340 – Brazil
Phone: +55 41 3340-2636
Fax: +55 41 3340-2635
e-mail: [email protected]
http://www.fundacaoboticario.org.br
Editorial Staff of Natureza & Conservação
EXECUTIVE COMMITTEE
From Fundação O Boticário de Proteção à Natureza: Miguel Serediuk Milano – Editor; Maísa Guapyassú; Leide Yassuco Takahashi; Maria
de Lourdes Nunes; Laurenz Pinder
EDITORIAL BOARD
Alfred Runte – Independent Rersearcher – USA; Carlos Firkowski – Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brazil; Cláudio Valladares
Pádua - Universidade de Brasília (UNB) – Brazil; Fabio Olmos– Independent Rersearcher – Brazil; Fernando Fernandez - Universidade Federal
do Rio de Janeiro (UFRJ) – Brazil; George Wallace – Colorado State University – USA; Glenn Haas– Colorado State University – USA; Gustavo
Fonseca - Conservation International – USA; Ibsen Gusmão Câmara – Rede Nacional Pró-Unidades de Conservação – Brazil; John Terborgh
– Duke University - USA ;; Katrina Brandon - Conservation International – USA; Kent H. Redford – The Wildlife Conservation Society – USA;
Kenton R. Miller – World Resources Institute- USA; Leide Yassuco Takahashi – Fundação O Boticário de Proteção à Natureza – Brazil; Marc
Douroujeanni –Pro-Naturaleza Foundation- Peru; Mauro Galetti – Universidade Estadual Paulista – (UNESP-Rio Claro) – Brazil; Patrick
Tierney – San Francisco State University – USA; Paulo Kageyama – Universidade de São Paulo - ESALQ – Brazil; Peter Grandsen Crawshaw
Jr – IBAMA –– Brazil; Richard Primack – Boston University – USA;
EDITORIAL COMMITTEE
Ademir Reis – Universidade Federal de Santa Catarina (UFSC) – Brazil; Adriana Maria Zalla Catojo Rodrigues Pires - Universidade Federal
de São Carlos – Brazil; Anthony Brome Rylands - Conservation International – USA; Antonio Solé Cava - Universidade Federal do Rio de
Janeiro (UFRJ)– Brazil; Armando Cervi - Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brazil; Carlos Peres – University of East Anglia – United
Kingdom; Cristina Myiaki - Universidade de São Paulo (USP)– Brazil; Efraim Rodrigues – Universidade Estadual de Londrina (UEL) – Brazil;
Emygdio Leite de Araújo Monteiro Filho - Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brazil; Érica P. Caramaschi - Universidade Federal do
Rio de Janeiro (UFRJ)– Brazil; Everton Passos – Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brazil; Francisco Manuel de Souza Braga Universidade Estadual Paulista (UNESP-Rio Claro) – Brazil; Frederico Pereira Brandini – Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brazil;
Gunars Hauff Platais – Banco Mundial – USA; Jaqueline Maria Goerck - Birdlife International do Brazil – Brazil; James J. Roper –
Independent Researcher – USA; Jane Maria Vasconcellos – Independent Researcher – Brazil; Jean Paul Metzger – Universidade de São Paulo
(USP) – Brazil; José Salatiel Rodrigues Pires – Universidade Federal de São Carlos – Brazil; Letícia Peret Antunes Hardt – Pontifícia
Universidade Católica do Paraná (PUC-PR) – Brazil; Luciano M. Verdade - Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz – ESALQ – USP –
Brazil; Luiz dos Anjos – Universidade Estadual de Londrina (UEL) – Brazil; Luiz Carlos de Miranda Joels – Ministério da Ciência e Tecnologia
– Brazil; Marcos Rodrigues – Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG) – Brazil; Marcelo Tabarelli – Universidade Federal de
Pernambuco (UFPE) – Brazil; Márcia Cristina Mendes Marques - Universidade Federal do Paraná (UFPR) – Brazil Maria Cecília Martins
Kierulf – Conservation International do Brasil – Brazil; Milton Kanashiro – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (EMBRAPA) – Brazil;
Paulo dos Santos Pires – Universidade do Vale do Itajaí (UNIVALI) – Brazil; Pedro F. Develey - Birdlife International do Brasil – Brazil; Sandro
Menezes Silva – Conservation International do Brasil – Brazil; Sérgio Lucena Mendes – Universidade Federal do Espírito Santo (UFES) –
Brazil; Stuart Marsden – Manchester Metropolitan University – England; Teresa Cristina Magro – Escola Superior de Agricultura Luiz de
Queiroz – ESALQ – USP – Brazil; Virgílio Maurício Viana - Universidade de São Paulo – ESALQ – Brazil; Wesley Silva - Universidade
Estadual de Campinas (UNICAMP) – Brazil; Wiliam Magnusson – Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia – INPA – Brazil; William
Laurance – Smithsonian Tropical Research Institute – USA
Objectives ans scope
Natureza & Conservação is a biannual, bilingual (Portuguese and English) peer-reviewed scientific journal whose objective is to promote discussion, disseminate
ideas and introduce research about the nature conservation with local, regional,
national and global importance. Natureza & Conservação is published by the
Fundação O Boticário de Proteção à Natureza (O Boticário Foundation for Nature
Protection), a Brazilian, non-profit, non-governmental organization. In harmony
with the Fundação O Boticário´s mission of promoting conservation actions, the
journal is a forum for presenting scientific, technical and philosophical texts whose
themes include, but are not limited to, biological conservation, management of
protected areas and environmental ethics. The only prerequisite is that papers submitted have an important conservation component.
Submission of papers
All submissions, including articles, book reviews and notes, must be sent to the
Natureza & Conservação Editorial Committee, preferably in English and
Portuguese, by e-mail (natureza&[email protected]) or by
mail to:
Natureza & Conservação Executive Committee
Rua Gonçalves Dias 225, Batel
Curitiba, Paraná
80240-340 - Brazil
The Editorial Board has the right to accept or to reject articles for publication once
they have been reviewed by members of the journal’s Editorial Committee and
outside reviewers. The Fundação O Boticário retains all the rights on the published
material.
Rights of the authors
The authors will be totally accountable for the information and opinions expressed
in the articles. The accepted articles are copyrighted by the Journal (© 2006
Fundação O Boticário de Proteção à Natureza). Total or partial reproduction of articles must be by consent of the copyright holder, and articles may be duly quoted
following scientific quotation conventions. Commercial use of articles is prohibited without express authorization by the Fundação O Boticário de Proteção à Natureza.
Abstracting and indexing
Periodica, CABI International and Latindex cover Natureza & Conservação.
123 Some comments about the public forest
management law
Point of View
125 How to deal with non-obvious rules for
biodiversity conservation in fragmented areas
Jean Paul Metzger
138 Comparative study between the global,
national and state list of threatened birds in
Brazil
Marini
164 Estimated loss of natural cover in Upper
Paraguay River Basin and the Brazilian
Pantanal
Mônica Barcellos Harris – Claudia Arcângelo –
Elaine Cristina Teixeira Pinto – George
180 Appraisal of the age of the trees used as nests
by Hyacinth Macaw in the Pantanal, Mato
Grosso
Antônio dos Santos Júnior – Iria Hiromi Ishii –
Neiva M. R. Guedes – Fernando lara R. de
Almeida
189 Selection of Priority Areas for Consevation
Carlos Hugo Rocha
Book Reivew
212 “Não verás país nenhum” (You Won’t See
Any Contry)
By Ana Cristina Suzina
By Ricardo Y. Tsukamoto
216 Datebook
218 General guidelines to
contribuitors
Contents
Reflections
Editorial
climatic changes that affect us, tend more towards an environmental nightmare. After all,
in Brazil, they already provide the new, great
justification for further destruction of natural
ecosystems, as well as to raise severe concern
to the generally inefficient form of managing
associated industrial enterprises. Therefore,
the trend towards expansion of the so-called
agribusiness’ monocultures not only continues, but gains in strength. The dire shadow
cast by the expansion of soy bean, corn, sugarcane and castor bean crops, as well as meat
exportation, now dominates the landscape
once so rich in biodiversity. In short, the businesses associated with biofuels and meat exportation, considered the new panacea for all
of Brazil’s evils and carried out without any
consistent plans and effective measures to
mitigate their impacts, tend to drive the country even more towards the poor condition of a
commodity producer and exporter and paying for the costs of all the resulting environmental externalities. Therefore, the wellknown model that has existed since the hereditary provinces of Colonial Brazil continues.
Actually, some of the states still have the same
beneficiaries, and they still roll the dice in the
state power game.
The eighth edition of Natureza &
Conservação arrives together with the result
of Brazil elections and it reveals that the already well-known developmental political
orientation of economic growth at any cost
will continue to dominate the Brazilian quotidian life. From the federal to the state executives, without any exceptions worthy of
note, we can expect everything for short-term
social and economic goals. Furthermore,
there is not any minimally optimistic news on
the legislative scope, whether at federal or
states level.
Despite the profusion of technical reports, scientific articles, books and all sorts of material
warning about the proximity of an environmental crisis of unprecedented planetary proportions since the existence of humankind,
we sadly ascertain that nature conservation is
still not a priority and is only considered by
the ‘mistaken discourse’ of a minority. This
differs little from the way public and private
enterprises view environmental planning and
management, whether at the level of involved processes or location options.
Biodiversity and Brazilian ecosystems, which
have carried the burden of inconsistent attempts at solving the country’s social and
economic problems, will continue to be overloaded.
In short, the threat to all ecosystems continues,
and it grows as the false idea of perennial development sustained by nature becomes
more solid and gains in strength, in an absurd
process that any economic reasoning could
destroy in half a paragraph if it was a traditional enterprise: “development” whose operational base is the dilapidation of the capital
that should maintain it. Among the ecosystems suffering the most pressure is the
Brazilian Pantanal, and this pressure is most
often surreptitious, hidden in the idea that
seems etched by fire in the minds of every
Brazilian: the idea of the “splendid native
land” and nature’s wonders. Those who
knew the Pantanal a long time ago and see it
today know much has changed. And changed
for the worse, although it is increasingly becoming the favorite destination for a growing
number of tourists, which is explainable because other destinations are even worse off.
Biofuels (ethanol and biodiesel), dreamed of
as a planetary environmental solution, or at
least, a consistent alternative to the burning of
fossil fuels, which is the main culprit for the
Editorial
120
Natureza & Conservação - vol. 4 - n.2 - October 2006 - pp. 120-122
The pressures of a globalized economy associated with the lack of appropriate planning,
inspection and integration between the diverse jurisdictions of public power are being
felt in the region, with its unparalleled natural characteristics and elevated fragility given
the complexity of the ecological relations that
keep the local ecosystems operating. Those
who read me must have a feeling of déjá-vu:
“wow, I read about that somewhere.” And
definitely you must have read something
very similar related to the Atlantic Forest, today restricted to almost nothing of what it
once was; in relation to the Brazilian Pine
Forest, of which only the living dead remain,
sad memories of an ecosystem condemned to
disappear; to the Cerrado (Brazilian Savanna),
increasingly transformed into large monoculture areas; the Caatinga, exploited, plundered
and depreciated for centuries; the Amazon
Forest, for which the government is celebrating the nearly fifty percent reduction in the
annual deforestation rate in comparison to
the previous year, a celebration that only
means we have reduced the speed of its demise and not the end of its destruction. And
to these biomes that are symbols of our national identity, some destroyed and others
threatened of such, we now add the Pantanal.
concern by the state government as to the fact
they are merely bureaucratic or pro-forma
with regard to their effects on the ecological
systems responsible for the Pantanal being
what it is, or what it once was.
This edition of Natureza & Conservação has
two articles about the Pantanal, both with information that makes us reflect. One, by
Mônica Harris and collaborators, speaks of
deforestation in the Pantanal and the perspectives for its conservation when considering
the current situation: changes in the system of
cattle raising, charcoal exploitation, officially
authorized deforestation, with the 87 townships that comprise the Upper Paraguay
Basin having already destroyed more than
half the original vegetation in 59 of them,
more than 80% in another 22, and more than
90% in another 19.
The other article, by Antônio dos Santos Jr.
and collaborators, whose title seems to interest only those who study birds or trees
(“Evaluation of the age of trees used as nests
by the hyacinth Macaw in the Mato Grosso
Pantanal”) zooms in on a situation that describes the increased threat on an endangered
bird, caused by the same problems pointed
out in the first article cited: the accelerated
modification of habitats in a region with its
own rhythm and cycles. This article also has
numbers that make us think: in order to be
used as nests by the macaws, the manduvi
trees must be at least 60 years old. How can
we analyze this fact in light of the growing
deforestation? Will the young manduvi trees
ever live long enough to have nest cavities for
the blue macaws? And what about the other
species that are part of the Pantanal biome?
Where will they seek for shelter and food?
Where will they fulfill their ecological functions? What will become of that unique heritage that should belong to all Brazilians, but
that is being dilapidated by a few who received – or not – a license to do so?
When one speaks of the Pantanal, one thinks
of a regime of dry and rainy seasons, in a pulsation of waters that govern life there. To ignore this pulsation is to condemn the ecosystem to death. These wetlands encompass
nearly 40% of the Upper Paraguay Basin and
occupy nearly 140,000 km2 of Brazilian territory, where they are at their fullest. They
spread over the states of Mato Grosso do Sul
and Mato Grosso and depend on a water
regime and care in land use that transcends
perceptible limits. The waters that feed the
“land of waters” come form the surrounding
highlands, from the mountain ranges that are
losing their native vegetation, giving way to
pasture for cattle and soy bean plantations.
The charcoal factories are transforming its
trees and bushes into charcoal. Industries are
moving in, plans are being made for waterways expansions and pipelines without any
Editorial
And since the issue of dilapidation of public
heritage has come to the forefront, it is worth
mentioning the article for reflection by the al-
121
English
Editorial
Editorial
ways lucid Admiral Ibsen de Gusmão
Câmara, who briefly yet severely analyzes the
Law for Public Forest Management using irrefutable reasoning. When one thinks one has
seen it all when it comes to bureaucratic-legal
frameworks to authorize the dilapidation of a
natural heritage, along comes another law
that not only “rule out” the destruction, but
goes a step further and creates a new public
entity that already has 49 Direction and
Superior Advisory positions, overlays attributions with already existing ones and is yet
another ingredient in this great stew of catastrophe called Brazilian public administration
– with all the ominous consequences to public
funds and the country’s natural heritage.
about fragmented landscapes and he introduces a methodological reference to select
priority areas for nature conservation in typical fragmented landscapes in western Brazil
that with the appropriate adjustments could
be used for other landscapes. The author suggests a series of ecological indicators that can
be confronted with biodiversity data already
known for the region where the study is being developed, thus permitting adjustments
and providing the model with more robustness.
The eighth edition of Natureza &
Conservação reaches the reader with a mix of
reflection, discussion and science. It is the
fruit of a lot of work and dedication by the
journal team, its volunteer reviewers, the
members of its Editorial board, and of course,
all those who submitted articles for publication. And it is with all those people and with
you, dear reader, that we share the joy of announcing that our journal has received the
Qualis B classification from Capes in the area
of Ecology and the Environment.
The article by Frederico Rodrigues and
Miguel Ângelo Marini deals with the country’s ornithological heritage. By comparing
the lists of endangered bird species elaborated by the IUCN, by Ibama and by some
Brazilian states, the authors reveal their discrepancies, mainly due to a lack of knowledge about the diverse species, the lack of
uniform classification criteria and the reduced dissemination of knowledge available
on Brazilian ornithology outside the country.
By the way, it is important to point out that
this consideration matches the objectives of
Natureza & Conservação, which include national and international dissemination of scientific knowledge generated in Brazil.
Created and published outside the traditional
academic environment, with only four years
of existence, but with a regular publication as
well as quality articles, Natureza &
Conservação is Qualis B for Ecology and the
Environment, Qualis B for Agrarian Science
and is indexed in the LatinIndex, CAB
International and Periodica. This further encourages us to work for the dissemination of
serious and quality knowledge that can make
nature conservation possible, the heritage of
all living beings that cohabit this planet.
When dealing with scientific knowledge, Jean
Paul Metzger brings us a valuable theoretical
contribution in his article that addresses the
possibilities for rapid diagnosis of the minimal
conditions necessary to maintain biodiversity in
fragmented landscapes, which has become a
dominant characteristic of the planet’s landscapes due to actions by humankind.
I wish you all a good reading
Miguel Serediuk Milano
President - Editorial Board
The article by Carlos Hugo Rocha is also
Editorial
122
Some comments about the public
forest management law
Ibsen de Gusmão Câmara1
Law # 11.284 was sanctioned in March 2006.
It establishes the groundwork for public forest management for sustainable production,
establishes the Brazilian Forestry Service
(SFB - Serviço Florestal Brasileiro) and creates
the National Forestry Development Fund
(FBDF - Fundo Nacional de Desenvolvimento
Florestal). It also establishes: a Public Forest
Management Commission as a consulting
body to the Ministry for the Environment; a
Board of Directors to run the SFB; and an
Advisory Board to opine on the distribution
of FNDF resources and evaluate their application.
tremendous bureaucracy in its fulfillment, if
it ever becomes truly enforceable. The
Brazilian Forestry Service will be a heavy bureaucratic structure, with 49 Direction and
Superior Advisory (DAS) positions that will
probably generate an overlapping of competence attributions and conflicts with already
existing bodies, in particular the SISNAMA
(Sistema Nacional de Meio Ambiente –
Environment National System), and most especially IBAMA.
The effectively sustainable exploration of
tropical forests has always been a motive for
controversy due to the tremendous diversity
of the species that exist therein, their complex interrelationships and the prevailing
lack of knowledge concerning ecological
processes that govern such highly diversified
ecosystems. A commercially explored tropical forest can grow back, but nothing ensures
that its flora and fauna composition will be
identical to the original.
The new Law considers “public forests” as
being “those natural or planted forests located in the diverse Brazilian biomes, on
Federal, State, Municipal or Federal District
property or on property belonging to indirect
administration entities” (Art. 3rd). Therefore,
it includes several categories of protected
areas managed today by IBAMA (Instituto
Brasileiro de Meio Ambiente - Brazilian
Institute of Environment and Renewable
Natural Resources) and different state and
municipal environmental bodies.
The sustainable handling of those species of
commercial interest cannot fail to consider
the others. Since the interactions of the entire
set are not satisfactorily understood – pollination, seed dispersion, trophic chains, predation, mutual dependency, etc. – you may
be seriously affecting biodiversity if the noncommercial species are not considered and
monitored. Experience has shown that as a
The Law is extremely complex, containing no
less than 86 articles with many paragraphs
and sub-clauses, and it will inevitably create
1
[email protected]
Reflections
123
Reflections
Some comments about the public forest management law
rule of thumb, the exploration of certain
species causes great destruction to others due
to the opening of roads, movement of trunks,
tree felling and soil compaction.
produced and verified after the exploration
period.
In short, the law seems to be an attempt by
Public Authorities to pass those obligations
they are responsible for, but have not demonstrated the capacity to fulfill on, to private
initiative; the complicated bureaucratic
structure created is not able to provide any
real guarantee the objective will ever be
reached.
The Law considers “forest management” to
be the “administration of the forest to obtain
economic, social and environmental benefits,
respecting the ecosystem sustenance mechanisms that are the object of this management,
and considering, cumulatively and alternatively, the use of multiple wood species, multiple non-wood products and subproducts as
well as the use of other goods and services of
forest nature” (Art. 3rd). But how can we
respect the “ecosystem sustenance mechanisms” if you do not know enough about the
ecological relations that exist in the ecosystem, and even many of the species that comprise it?
The new Law prohibits granting access to genetic heritage for research and development,
bioprospection and making collections (Art.
16th).
Public authorities have always shown a
tremendous incapacity to inspect and control
the abusive use of Brazilian forests, broadly
submitted to illegal exploration, fires and deforestation. What structures and means do
you intend to use to effectively inspect the
exploration of concessions that are granted
for the commercial exploration of forests?
The duration of contracts and similar instruments has been limited to ten years in the
case of national, state and municipal forests
(Art. 5th), and between five and 20 years for
other public forests (Art. 35th). These periods
are excessively short to permit the proper
evaluation of the effects of the commercial
exploration of forests and their effective degree of sustainability, especially those that require very long periods for verification – a
tree can take decades to reach maturity and
in the short period of 5 to 20 years, forest recomposition cannot be properly evaluated.
At the end of the contract, there will be nothing more to do about the possible damage
Reflections
124
How to deal with non-obvious rules for
biodiversity conservation in fragmented areas1
Jean Paul Metzger, PhD1
• Department of Ecology - Institute of Biosciences - University of São Paulo
ABSTRACT
Many proposed rules for the conservation of species in fragmented landscapes are difficult to put into practice by environmental planners. This include adopting a multi-species umbrella approach,
seeing the landscape from the view point and indeed scale of the species, considering the whole mosaic, including the matrix permeability, and identifying key patches and key connections. In the present paper, I suggest a possible way in which to consider these questions without a detailed biological knowledge of a large number of species. This is based on a modified multi-species umbrella
approach, where the choice of umbrella species (those that have greater environmental demands
than any other species) should be carried out by functional group. The efficacy of these species as
umbrellas must first be tested using data from areas previously well-studied. Once the species are
chosen, the proposed approach should include some basic biological knowledge of these species in
structural landscape indices (which are then called “ecologically scaled landscapes indices”).
Structural and compositional similarities of habitat with the inter-habitat matrix units could be used
to estimate the matrix permeability. Finally, the graph theory (applied in different scientific fields to
describe the intensity of information fluxes in networks) can be useful to ascertain the necessary conditions for the maintenance of umbrella species. This approach should facilitate the application of
non-obvious rules of conservation and appears to be a good option for a quick diagnosis of minimal
conditions needed to maintain biodiversity in fragmented landscapes.
Key words: Fragmented landscapes, biodiversity conservation, umbrella species, landscape indices,
inter-habitat matrix.
cially around its borders), and the isolation of
small populations in fragments, making
them increasingly susceptible to environmental changes or demographic variations
(Fahrig, 2003). In view of the alarming rates
of deforestation and fragmentation in tropical
zones (Laurance et al., 2001; Achard et al.,
2002), the conservation of biodiversity in
tropical fragmented landscapes has become
INTRODUCTION
The loss and fragmentation of natural habitat
are considered as the main causes of species extinction due to the area reduction of avai-lable
habitat, the disturbance of this habitat (espe-
1
[email protected]
Point of View
125
Point of View
How to deal with non-obvious rules for biodiversity conservation in fragmented areas
Jean Paul Metzger
one of the major worries in Conservation
Biology.
versity or the minimum width requirements
for a corridor to carry out its function of providing a biological flux (if, indeed, it functions in this way), these questions are generally dealt with case by case, using “common
sense”: one should always preserve the
largest fragments and the widest corridors of
ones landscape (nevertheless, not always is
common sense a good strategy for conservation, see FIGURE 1).
Several theories and approaches have been
used in an attempt to understand fragmented
landscapes. The Theory of Island
Biogeography (MacArthur & Wilson, 1967)
has determined for quite some time a vision
based on community richness, this being controlled by the area and isolation of these fragments from a stable source of species, similarly to ocean islands. Afterwards, based mainly
on the theory of metapopulations (Hanski &
Gilpin, 1997), and in genetics and population
viability analyses (Young & Clarke, 2000), the
emphasis shifted from the communities to
populations, from fragments to networks of
fragments connected by biological fluxes. The
maintenance of a species in fragmented landscape is then viewed as a balance between the
process of local extinction, that depends basically on the habitat area and suitability, and
the possibilities of recolonization, that rely on
the connectivity of the fragments, i.e. the capacity of these fragments to receive biological
fluxes from neighboring patches (Moilanen &
Hanski, 2001). More recently, landscape ecology has placed the habitat networks in a more
realistic context formed by a heterogeneous
matrix composed of a variety of modified or
introduced landscape units (e.g., agricultural
and urban areas, highways, woodlands). In
this manner, a greater emphasis is placed on
the notion of landscape connectivity, the capacity of landscapes as a whole to facilitate
biological fluxes (Tischendorf & Fahrig, 2001),
recognizing that all the units have an influence on these fluxes.
Figure 1. Example of a landscape with seven fragments
acting as potential habitat for 18 functional groups of
species with different biological characteristics (Table 1).
Fragment F is the only one to present the habitat for specialized species. A combination of species from groups 6
and 11 has an adequate potential for a multi species umbrella approach.
These different approaches and theories provide the formulation of a large range of rules
of thumb for conservation (IUCN, 1980;
Forman & Collinge, 1997; Haila, 2002). Many
of these rules are relatively obvious and simple to put into practice by landscape planners. For example, large fragments should be
preserved maintaining them connected
through wide corridors (Fischer et al., 2006).
Even without knowing the size needed for a
fragment to preserve the totality of the biodi-
Point of View
This figure shows that: i) not always are obvious rules the best: the preservation of the
largest fragments does not allow the conservation of all functional groups; ii) overly demanding functional groups such as groups 1,
3 and 5 (which are absent in the landscape)
are not suitable umbrella for this landscape;
iii) a unique umbrella species would not be
enough to indicate all the fragments needed
126
for the maintenance of all functional groups:
one needs to adopt a multi species umbrella
approach (in the present case, using species
from groups 6 and 11); iv) umbrella species
from groups 6 and 11 are a combination of diverse characteristics (mainly, large area requirements and low dispersal capacity in the
case of group 6, and microhabitat specialization with low dispersal capacity and medium
area requirement, in the case of group 11); v)
the two “umbrella functional groups” are related to a higher richness, however they represent different groups of species. In this
way, if the efficacy of umbrella species was
confirmed in a previous test, the presence of
those species can be used as a first indication
of species richness.
ledge from a few species or processes to a
complex system of multiple species.
For the efficiency of biodiversity conservation plans, this partial knowledge needs to
represent in some way the whole system. To
do so, several strategies of conservation are
based on the study of surrogate species,
which represent the responses of several
other species, or in the study of functional
groups, i.e. groups formed by species which
have the same biological requirements, and
in this way respond to fragmentation in a
similar way. To acquire a deeper knowledge
of fragmentation responses is a complex matter that requires detailed biological data on
several topics, such as demography, dispersal capacity, species interactions, food and
environmental preferences. In such a way,
studies on a selected group of species have
been adopted as a short cut. The detailed
knowledge of this reduced number of species
should enable us to infer the responses of the
other species. With this in mind, the multispecies umbrella approach (Lambeck, 1997)
has been in the headlines.
On the other hand, some conservation suggestions are not so obviously understood nor
easily put into practice, such as: i) to adopt a
multi-species umbrella approach; ii) to see the
landscape from the view point and indeed
scale of the species; iii) to consider the whole
mosaic, including the matrix permeability; iv)
to identify key patches and key connections.
The umbrella species are defined as those that
have greater environmental demands than any
other species, in such a way by providing the
conditions for the maintenance of those
species it would be possible to maintain the
others. These requirements may be of different
natures: large area requirements, close proximity among habitat patches due to limited dispersal capacities, specific micro-habitat needs,
for example. For each of these requirements,
one may define a gradient of demand, the umbrella species being the most demanding. The
idea of multi-species umbrella is then to select
a group of highly demanding species with different ecological requirements (Lambeck,
1997). A detailed study of these species would
allow us to understand the minimum conditions required for the persistence of these, and
theoretically, for all other less demanding
species (Figure 1). Such conditions can serve as
a guide for conservation plans.
In the present paper, I will discuss these suggestions and propose a possible way to facilitate the use of these rules by adopting a modified multi-species umbrella approach.
HOW TO CHOOSE A GROUP OF
UMBRELLA SPECIES?
It is well known that each species responds to
its habitat fragmentation in different ways depending on its biological characteristics (such
as size and life histories). Nonetheless, the
major worry in Conservation Biology is with
the maintenance of biodiversity as a whole,
including all species of a region, their interactions, and the diversity of habitats in which
they are present. Any ecological study,
whether it be more focused on the ecosystem
processes or on the structure and richness of
a community, will always cover a small part
of this biodiversity. Probably one of the main
challenges for the conservation of biodiversity will be to extrapolate the acquired know-
Point of View
The approach proposed by Lambeck (1997)
127
English
Jean Paul Metzger
presents three main practical difficulties (see
other limitations in Lindenmayer et al.,
2002). First, he considered that species sensitivity to disturbance could be on the whole
inferred by using only one biological characteristic (area demands, micro-habitat specialization, etc.). However, Henle et al.
(2004), in a recent revision about predictors
of species sensitivity to fragmentation,
showed clearly that demographic parameters (population size and dynamics, dispersal power, reproductive potential, sociality),
ecological traits (body size, microhabitat
specialization, trophic position, interaction
with other species) or biogeographic characteristics (natural rarity, biogeographic location and fragmentation history), when considered alone, are not good predictors of
habitat fragmentation sensitivity. In general,
this depends on the interaction of different
factors. For example, a specialized species
may be considered more sensitive, however
this specialization may be compensated for
by a large dispersal capacity (as in group 7 in
FIGURE 1, TABLE 1). The great neotropical
felines, for instance, are often considered
umbrella species as they require large areas
of habitat. And yet, as well as having a large
dispersal capacity, many of these species appear to tolerate or cross altered environment
with ease (see group 2). Once more, this capacity to disperse through human-dominated matrices may compensate for the large
area demands. Therefore, it is difficult to define sensitivity using only one parameter
(Fleishman et al., 2000), as proposed by
Lambeck (1997).
Instead of choosing an umbrella species for
each ecological requirement, I suggest to define potential umbrella species using a set of
biological characteristics. In this case, the
concept of functional group applied to fragmentation may be useful. These groups may
TABLE 1. Potential of functional groups to act as umbrella according to their area requirement, dispersal
capacity and micro-habitat specialization. Biological parameters that are used to define Functional Groups
should be chosen according to the known main threatening processes, which varies from one landscape
to another.
Functional
group
Symbol
Area
requeriment
Dispersal
capacity
Microhabitat
specialization
Umbrella
potential
1
High
High
High
Intermediate
2
High
High
Low
Intermediate
3
High
Medium
High
Very High
4
High
Médio
Low
Intermediate
5
High
Low
High
Very High
6
High
Low
Low
Intermediate
Continues
Point of View
128
Continuation Table 1
Functional
group
Symbol
Area
requeriment
Dispersal
capacity
Microhabitat
specialization
Umbrella
potential
7
Medium
High
High
Intermediate
8
Medium
High
Low
Low
9
Medium
Medium
High
Intermediate
10
Medium
Medium
Low
Low
11
Medium
Low
High
Intermediate
12
Medium
Low
Low
Intermediate
13
Low
High
High
Low
14
Low
High
Low
Low
15
Low
Medium
High
Intermediate
16
Low
Medium
Low
Low
17
Low
Low
High
Intermediate
18
Low
Low
Low
Low
be defined by the use of different biological
characteristics, varying according to the
landscape, as shown in a simplified form in
the example of FIGURE 1 and TABLE 1. It is
therefore possible to identify groups of
greater or lesser sensitivity to fragmentation.
The multi-species umbrella strategy can then
be to choose species of functional groups po-
Point of View
tentially more sensitive to fragmentation.
A second limitation of the Lambeck approach
is related to the difficulty in selecting umbrella species. In statistical terms, to test if the
presence of a determined species is able to infer with precision the presence of other
species or the richness of a community is a
129
English
Jean Paul Metzger
simple task (Chase et al., 2000; Fleishman et
al., 2001; Mac Nally & Fleishman, 2002). The
difficulty is related to a lack of necessary data
(Lindenmayer et al., 2002), or due to an incapacity of a particular umbrella species to
serve as an indicator of other species presence. For example, Rubinoff (2001) showed
that a species considered umbrella for vertebrates (the “California Gnatcatcher” bird,
Polioptila californica, Muscicapidae) does not
serve as an umbrella for invertebrate species
(in the case of three butterfly species), which
greatly limits the use of these species as umbrella. I think it is clear that the test of umbrella species efficacy should consider a more
ample range of species and not remain restricted to a small group of species belonging to the
same taxonomic group. This test must be
carried out using data banks of projects
where intensive biological census of different
communities have been done in similar
ecosystems or landscapes to those one is considering for conservation. For instance, the
Biological Dynamics of Forest Fragments
Project possesses the best biological data
bank on the Central Brazilian Amazon
(Laurance & Bierregaard, 1997; Bierregaard
et al., 2001), permitting one to carry out the
choice and the test of umbrella species for this
region. To test the efficacy of a umbrella
species is an essential step towards the success of this approach.
mentation. In this way, in very disturbed
landscapes it would, in principal, be better to
work with umbrella species not overly demanding (a “small parasol” species, such as
group 10), while in more favorable conditions
one may choose highly demanding species (a
“large sunshade” species, such as group 5).
The efficacy of conservation actions based on
this approach will depend on the right choice
of umbrella species.
HOW TO SEE THE LANDSCAPE FROM
THE VIEW POINT OF THE SPECIES?
To understand what determines the persistence of a species in a fragmented landscape
one needs to understand how the landscape
structure is seen through the mind’s eye of
the species (FIGURE 2), and then relate this
structure to the main processes that act on
species extinction and dispersal. In such a
way, instead of defining the landscape according to our own human criteria and in an
undistinguished form for all the habitat
species (using landscape metrics without any
biological basis), one must to understand the
landscape through the “eyes” of the studied
species (the umbrella species defined above).
This means being able to perceive the landscape structure and to realize its function for
that particular species. Structural landscape
components (patches, corridors and matrices) must be defined according to their use
(e.g., feeding, resting or breeding supply)
and/or their habitat suitability. The appropriate scale for landscape analyses, in terms
of spatial extension and resolution, depends
also on species characteristics. For instance,
the landscape extension should be defined in
accordance with the species dispersal capacity: the greater the dispersal capacity, the
greater is the extent of the landscape that can
possibly influence the maintenance of this
species (Pearson, 1993; Metzger, 2000;
Steffan-Dewenter et al., 2002). In functional
terms, it would be necessary to understand
how each landscape element influences
species persistence, particularly knowing
the main local factors that lead to extinction
The third limitation of Lambeck’s approach is
in the choice of adequate species for the degree of habitat fragmentation of the studied
landscape. It is not worth using a species
overly demanding if the degree of environmental degradation is very advanced (see
groups 3 and 5, Figure 1). Or, inversely, it
would be of little use to work with non-demanding umbrella species if the landscape
supports a more demanding species (e.g.,
species from group 11). In choosing this
group of umbrella species, it is important to
remember that there is a gradient of environmental demands. I suggest that the choice of
a demanding threshold must be done according to the conservation target to be reached,
which in turn depends on the degree of frag-
Point of View
130
(fragment size and suitability), the capacity
of corridors to facilitate movement (Uezu et
al., 2005), the barrier effects of roads
(Forman & Alexander, 1998), and the importance of the matrices as secondary habitats
(Antongiovanni & Metzger, 2005), source of
predator species, parasites, or filters to biological fluxes. This detailed knowledge can
only be obtained after intensive research and
for a small number of species, and often not
even this information is available for landscape managers. How may one succeed in
obtaining a minimal collection of data that
permits an approximation to the mind’s eye
of the species in question?
Species 14
Species 4
I think one good alternative might be the use
of ecologically scaled landscape indices (Vos et
al., 2001). Considering that species’ responses
to fragmentation differ with the landscape,
and that the same landscape is perceived differently depending on the species, these authors proposed to evaluate the structure of a
fragmented landscape using metrics that
combine species and landscapes characteristics. In this way, instead of considering only
the fragment area, one should likewise account for the relation between the fragment
area and the species area requirement, in order to access the carrying capacity of the
species in the patch. Similarly, the patch connectivity can be evaluated considering distances to neighboring patches (landscape
characteristic) and a parameter that weighs
the contribution of a patch according to the
dispersal capacity of the species (species-specific characteristic). Thus, one can get a first
approach from the view point of the species,
how carrying capacity and fragment connectivity are affecting the extinction risks and the
colonization possibilities, two of the main
processes acting on the persistence of species
in fragmented landscapes.
Species 9
Figure 2. Three different views of the same landscape, according to species from groups 2, 9 and 14 (see Table 1).
This landscape presents 7 fragments (nodes, in the theory of graphs). The potential biological connections are
represented with lines (edges); the carrying capacity or
the suitability of the habitat is represented by the density
of points; the number of functional groups symbols represents their abundance.
Point of View
The substitution of purely descriptive and
spatial landscape structural indices by ecologically scaled indices may be an essential
step towards the understanding of the landscape through the mind’s eye of the focal
species.
131
English
Jean Paul Metzger
this permeability and so one would need data on the species abundance and use (e.g., secondary habitat, crossing or foraging area) for
the different matrices. However, often that
kind of data is not available to environmental
managers and there is little chance of obtaining it in a short time. What would be the alternative?
HOW TO CONSIDER THE
WHOLE LANDSCAPE, INCLUDING
THE MATRIX?
Fragmentation is a process that modifies the
whole landscape and not only the spatial
distribution of one of its habitats
(McGarigal & Cushman, 2002). Besides
shrinkage and sub-division of habitat patches, fragmentation also promotes the expansion of other land covers, creating borders
among them, increasing the mosaic heterogeneity, affecting the matrix permeability to
biological fluxes. In spite of the limitation of
a large number of fragmentation studies to
the effect of habitat area and isolation, there
is clear evidence that both composition and
configuration of the whole mosaic affect
fragmented communities (Laurance, 1991;
Gascon et al., 1999; Metzger, 1998; 2000;
Viveiros de Castro & Fernandez, 2004).
Fragments are increasingly viewed not as
analogues to islands, but rather as habitat
patches embedded in particular types of
surrounding habitats (Wiens, 1995).
In my opinion, the best option is to accept the
assumption that matrix permeability/quality
for a particular species or group of species is
directly related to the structural or composition similarity of this unit to the native habitat. For instance, a se-condary forest is so
much more permeable to biological fluxes of
forest species than a pasture area, and this
will, in turn, be more permeable than urban
areas. In this step, physiognomic parameters or other relevant features can be used to
define the integrity of habitat, such as using
a habitat suitability index function (Brooks,
1997; Akçakaya et al., 1995). Those parameters can be combined in a Geographic
Information System in order to create images
with the “expected” suitability, and so permeability, of the matrix for each studied
species (e.g., the previously defined umbrella species).
An inter-habitat matrix can act modifying
dispersal and colonization rates (Stouffer &
Bierregaard, 1995); providing less suitable
habitats for the focal species or for generalists
species (Antongiovanni & Metzger 2005); offering habitat for invaders, so being sources
of disturbances (Cantrell et al., 2001); and determining the severity of edge effects
(Mesquita et al., 1999). Matrix effects are so
clear that the vulnerability to fragmentation
was inversely related to the capacity of
species to use the matrix (Gascon et al., 1999).
These authors observed this relationship with
the abundance of birds, mammals and frogs
in matrices and fragments in the Central
Brazilian Amazon (North of Manaus), confirming that the matrix may affect the response to fragmentation. Higher matrix permeability to biological fluxes may attenuate
fragmentation effects, and serve as a management alternative to increase landscape connectivity.
This kind of data will be of great help in predicting biological fluxes throughout the landscape. For example, instead of considering
that the intensity of biological fluxes between
two fragments is directly related to their spatial distance, one can state that fluxes will
vary with the effective distance or the less
costly distance, considering also the matrix
resistance to these fluxes (FIGURE 3). The
presence of a road between two fragments
may increase significantly the cost of this
crossing (effective distance), in a way that
fluxes will be much lower than the expected
one according to the shortest distance (spatial
distance). Permeability values can be used in
several models, as the ones of graph (Urban &
Keitt, 2001) and metapopulation theories
(Hanski, 1994; Moilanen & Hanski, 1998), approximating those models to the real complexity of landscape mosaics.
Fragmentation studies must, thus, consider
Point of View
132
species or the maintenance of biodiversity if a
patch or a corridor is removed, or if the matrix is modified. In these circumstances, an
environmental manager should be aware of
which landscape elements are essential for
the conservation of species. How to identify
those elements with a limited biological background (as is usually the case)?
Spatial distance
Once a range of the umbrella species is selected, conservation biologists can use different
ways to identify key-elements: regressions
between species presence/absence or abundance with fragment size and connectivity
(Wiens, 2002); Incidence Function (Hanski,
1997); or combinations of population viability
models (e.g., Akçakaya et al., 1995;
Lindenmayer & Possingham, 1995) with ecologically scaled indices (Vos et al., 2001).
Nonetheless, the viability of those approaches is restricted to well-known species or for
landscapes with intensive biological surveys.
Effective distance
In my opinion, an easier and useful alternative approach is provided by the graph theory (Gross & Yellen, 1999). This theory has
been applied to describe the intensity of information fluxes in different kinds of networks, such as those of roadways, computers,
and corporate hierarchies. In landscape ecology this theory has been used as an alternative to structural analyses (Cantwell &
Forman, 1993; Keitt et al., 1997; Urban &
Keitt, 2001). Graphs are then considered as a
group of habitat fragments (or nodes, in graph
terminology) linked by vertices (or edges)
(Figure 2). This linkage occurs only if fragments are sufficiently close and separated by
a permeable matrix in a way that biological
fluxes can occur between them. Once defined
the graphs of a particular landscape, their degree of connectivity can be evaluated with
simple measurements: the larger the graph
(e.g., measured by the numbers of nodes or the
distance between opposite nodes), the larger
its connectivity. With this data, one can easily
eliminate a particular node or edge (connection) and observe the loss of connectivity on
the landscape (FIGURE 4). The importance of
each fragment or linkage can so be accessed,
Figure 3. Expected rates of dispersal among fragments
according to the spatial and effective distances (considering the matrix permeability). The thickness of arrows
indicates the intensity of expected biological fluxes. A
darker matrix is more resistant to fluxes, while a lighter
one is less resistant. Notes: Despite the short spatial distance between fragments A and B, the effective distance
is much greater due to the barrier effect of a road. Fluxes
are possible only because the barrier presents a gap
(such as under or overpasses designed for animal crossing). The spatial distance between fragments A and D is
equal to the distance between fragments B and C, however, due to different matrix permeability, the effective distance between A and D is lower.
HOW TO DEFINE KEY-PATCHES
AND KEY-CONNECTIONS FOR
CONSERVATION PURPOSES?
Landscape planners are usually faced with
problems of management of previously established mosaics, where the most pertinent
questions are related to the persistence of a
Point of View
133
English
Jean Paul Metzger
CONCLUSION
Many proposed rules for biodiversity conservation in fragmented landscapes are difficult to put
into practice. A promising way to
apply these rules is based on the
choice of a group of umbrella
species. Using those species, one
should try to understand the minimal requirement for their persistence in terms of area, habitat
suitability, and fragment arrangement. A first and fast diagnosis of
those necessities may be obtained, even in the absence of detailed biological data, by using:
metrics that combine basic biological knowledge and landscape
features; structural similarity indices to infer
the permeability of the matrix; and graph theory for helping in determining key landscape
elements. Obviously, this approach does not
substitute all detailed knowledge on the ecological processes that act on population
growth or extinction necessary to fully analyze the persistence of species in a fragmented landscape. However, this seems to be a
good alternative approach to purely structural landscape analysis (e.g., conserve large and
well connected fragments) when extensive biological data is not available.
Figure 4. Example of a simulation to identify key elements
in a landscape. Lines represent the connections for a
species with low dispersal capacity in the absence of
fragment E. Despite its small area and low richness, this
fragment has a key role in the landscape because it allows the connection between fragments F with D and G
for species with low dispersal capacity. Without fragment
E, the functional groups 11 (an “umbrella group”), 12, 17
and 18 would disappear from fragment F.
The efficacy of this approach will depend on
the accurate choice of umbrella species, itself
often not an easy task. First, one should test if
the presence of those species is significantly
related with the co-occurrence of a large number of other species, using areas previously
well studied. Second, the choice should be
made according to the degree of fragmentation and by group of species defined by their
biological behavior towards fragmentation.
This approach combines an analysis of the
ecological processes leading to extinction
(that vary according to functional group)
with detailed studies of a restricted group of
species (chosen among the “umbrella functional groups”). I believe that the understanding of how different umbrella species respond
allowing a first identification of the key-elements of the landscape (Keitt et al., 1997) for
the maintenance of a focal species. As graph
definition depends on a clear definition of
habitats (nodes) and connections (edges), and
both parameters are species-specific (Figure
2), different graphs will be obtained in a same
landscape for species with different requirements. Once again, umbrella species should
be used as a short cut for the identification of
key elements for a large number of species.
The main advantage of this approach is that it
requires little biological data, facilitating its
use for environmental planning purposes.
Point of View
134
to the same landscape, and how these umbrella species respond to different landscape
structures, can lead us to the application of
non-obvious rules for conservation biology,
and in this way find the minimal conditions
needed for the preservation of a large number
of species in fragmented landscapes.
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Point of View
137
English
Comparative study between the global, national
and state lists of threatened birds in Brazil
Frederico Innecco Garcia1
• Zoology Department – Biology Institute – Brasília University
Miguel Ângelo Marini, PhD
• Zoology Department – Biology Institute – Brasília University
ABSTRACT
Brazilian birds have been appraised regarding their threat level through the comparison of the main
list of bird species threatened with extinction in Brazil, on the global (IUCN), national (IBAMA) and
local scopes, on state lists from Minas Gerais, São Paulo, Rio de Janeiro, Rio Grande do Sul, Paraná,
Espírito Santo and Pará, with the purpose of providing subsidies for future projects for conservation
of the Brazilian avifauna. 494 taxa that are threatened or nearly threatened with extinction in the
Brazilian territory have been cited; 72% in the state appraisals, 48% in the national appraisal and 43%
in the global appraisal. The differences between the listed species and the categories under threat
have been analyzed. More than 50% of the species that are nationally threatened with extinction require high priority of research. Special efforts must be made by Brazilian ornithologists, to complement the knowledge about the rare species or those under the risk of extinction, in order to prevent
further species from becoming extinct without even having been properly known. It is also necessary
to publish this knowledge on the threatened species and the use of adequate tools, so that it becomes
possible to advance regarding the classifications of the species under categories of threat.
Key words: avifauna conservation, list of threatened species, research priorities.
INTRODUCTION
the long run (Bruner et al., 2001). In order to
identify these areas, most studies adopt,
among other parameters, patterns of occurrence of the endemic and threatened species,
which form a group of target species (Bonn et
al., 2002).
The loss of biodiversity is pointed out as one
of the main conservation problems in Brazil
and throughout the world. The tropical biodiversity survival is unlikely without an effective protection (Myers et al., 2000), which
should prioritize the areas of major biologic
importance and under great antropic pressure (Silva, 2005). Thus, the implementation
of protected areas is many times the main
component of the conservation strategies in
1
The lists of threatened species are of extreme
importance for planning strategies and for
the definition of conservation priorities.
Many governmental and non-governmental
organizations take their decisions based on
the conservation status of species, using the
lists to define priorities of research and allocation of resources for biodiversity conserva-
[email protected]
Point of View
138
tion (Gärdenfors et al., 2001). The indication
of a species on a red list forces the public decision makers to give it special protection,
and this could be seen as the main role of
such lists (Machado et al., 2005). In Brazil,
since 1967, the threatened species receive attention from the legislation through the Law
for Protection of the Brazilian Fauna (Law #
5197, January 3rd 1967), which forbids capturing, hunting, purchasing, sales and exports of all the listed species. The current legislation for crimes against the fauna foresees
the aggravation of the charges when the
crime is practiced against species that are
threatened with extinction (Law # 9605/98;
Federal decree # 3179/99; chapter 5; section I;
paragraph 4th; article I) (MMA, 1999).
information, in the case of birds, a wide consultation to the ornithologists community
succeeded, and the final decision regarding
the species conservation status has been taken during a workshop which occurred in
2002 (Machado et al., 2005).
Acknowledging the utility of lists of threatened species, the states of the Southeast and
some states of the Brazilian South have already carried out their own appraisals:
Paraná, the pioneering state, had its 1995 list
recently reviewed by Mikich & Bérnils (2004);
Minas Gerais (Machado et al., 1998) has just
reviewed its 1998 list, which will be certified
soon (Biodiversitas, 2006); São Paulo (São
Paulo, 1998); Rio de Janeiro (Bergallo et al.,
2000); Rio Grande do Sul (Fontana et al.,
2003); Espírito Santo (Espírito Santo, 2005);
and Pará (Aleixo, 2006).
Different systems are used to demonstrate the
level of threat to the species. Among these
systems, the red list of threatened species,
published by the Union for Conservation of
Nature (IUCN) is a widely used tool among
the
wild
animals
conservationists
(Gärdenfors et al., 2001). The scale of the extinction threat can be local, national or global.
However, the non-existence of a vocabulary
able to distinguish them causes confusion on
the threat level of the species (Collar, 2001).
The IUCN red list was planned to evaluate
the risk of species extinction on a global
scope, and its efficiency is diminished for
conservation actions on a national scope
(Rodríguez et al., 2000). In Brazil, the first lists
of species of the Brazilian fauna threatened
with extinction were compiled in the 1960’s
and 1970’s decades (Carvalho, 1968;
Coimbra-Filho & Magnanini, 1968; ABC,
1972). In 1989, the Ministry of the
Environment (MMA), together with the
National Environment Institute (IBAMA),
prepared the first official list of Brazilian fauna species threatened with extinction, and its
second edition has been published in 2003
(IBAMA, 2003). The elaboration of this list
started on 1997, with the publication of the
Methodologic Guide for the Elaboration of
Lists of Species Threatened with Extinction
(Lins et al., 1997). After the implementation of
a database with already published and new
Point of View
The appraisals of threatened species are not
definitive, because as new information is
published, some species are inserted on the
list and others are considered threateningfree (Collar et al., 1992). The “data deficient”
category, defined by IUCN in 1994, was created to describe a taxon which information regarding its distribution and/or status of the
population are insufficient or inadequate for
its classification of threatening (Collar et al.,
1994). For Parker and collaborators (1996), the
research priority of neotropical bird species is
based on the species knowledge of natural
history, distribution and taxonomy.
The current study has the goals: a) to compare
the lists of bird species threatened with extinction in Brazil – global scope, according to
the IUCN evaluation (2006), national through the IBAMA appraisal (2003) – and local – through the state appraisals from Minas
Gerais (Machado et al., 1998), São Paulo (São
Paulo, 1998), Rio de Janeiro (Bergallo et al.,
2000), Rio Grande do Sul (Fontana et al.,
2003), Paraná (Mikich & Bérnils, 2004),
Espírito Santo (Espírito Santo, 2005) and Pará
(Aleixo, 2006), considering the species mentioned and the number of threatened species,
by threat category; and b) to compare the le-
139
English
Comparative study between the global, national and state lists of threatened birds in Brazil
vel of knowledge of the species listed by IBAMA and IUCN, using the research priority
level proposed by Parker and collaborators
(1996), in order to provide subsidies to future
projects for Brazilian avifauna conservation.
South American Classification Committee –
SCAA (2006). The subspecific names follow
those proposed in the lists where they have
been mentioned.
Where there has been divergence in the
nomenclature used between the lists and the
CBRO, the divergent name appears on the tables, highlighted between brackets. When the
species was regarded as threatened by one
list, and one of its subspecies was regarded as
threatened by another list, the subspecific
name was highlighted between parentheses.
MATERIALS AND METHODS
The present study considered: the IUCN
(IUCN, 2006) red list of threatened species,
the official national list of threatened birds
species in Brazil from IBAMA (IBAMA, 2003),
with the addition of the nearly threatened
species list presented by Machado and collaborators (2005) and the lists of the states of
Minas Gerais (Machado et al., 1998), São
Paulo (São Paulo, 1998), Rio de Janeiro
(Bergallo et al., 2000), Rio Grande do Sul
(Fontana et al., 2003), Paraná (Mikich &
Bérnils, 2004) and Espírito Santo (Espírito
Santo, 2005) and Pará (Aleixo, 2006).
RESULTS
Altogether 484 bird taxa have been cited
(species and subspecies) as threatened or
nearly threatened in Brazil comprising 23 of
the 26 orders and 69 of the 96 families which
represent the Brazilian avifauna (CBRO,
2006) (ANNEX 1). The IUCN list mentions
125 globally threatened species and 98 as
nearly threatened, IBAMA lists 160 nationally
threatened taxa, with 44 subspecies and 53
nearly threatened taxa, with 13 sub-species.
Locally, the state of Minas Gerais lists 83
species; São Paulo lists 163 taxa, with five
subspecies: Rio de Janeiro lists 82 species; Rio
Grande do Sul lists 127 taxa, being one subspecies; Paraná lists 68 species, Espírito Santo
lists 81 species and Pará 31 taxa (TABLE 1
and ANNEX 1). The Pará State oficial list of
threatened species, with 198 birds taxa, wil be
homologated soon (SECTAM/PA, 2006)
The similarities between the global and national lists were compared through the qualitative indexes of similarity from Jaccard &
Sorensen (Magurran, 1988). The threat categories proposed by the IUCN, IBAMA and
state lists have been compared for each bird
species.
The level of knowledge of the species listed as
globally and nationally threatened was measured from the degree of research priority, as
proposed on the database of the neotropical
birds species by Parker and collaborators
(1996).
The fusion of the global (IUCN) and national
(IBAMA) lists has a total of 194 taxa of threatened birds, of which only 91 are featured on
both lists. The similarities between the
species mentioned on the lists was of 47%
(Jaccard index = 0.47 and Sorensen index =
0.64). Of the species listed by only one of the
appraisals, 34 are listed only by IUCN, while
69 taxa (25 species and 44 subspecies) are listed by IBAMA.
The status of Brazil’s endemic species was appraised based on references from Sick (1997),
NatureServe (2005), Olmos (2005) and Sigrist
(2006). The species described after 1995
(CBRO, 2006) were appraised regarding their
threat level.
The scientific nomenclature, as well as the
filogenetic sequence, have followed the proposal of the Brazilian Committee for
Ornithological Records (CBRO, 2006). The
nomenclature in Portuguese follows the proposal of Souza (2002), Sigrist (2006) and the
Point of View
The differences between the lists included, for
instance: 38 species mentioned only by IBAMA; of the thirty one migratory species listed
140
TABLE 1: Number of threatened species, by threat category, on the global scope from IUCN lists, national from IBAMA and local from the states of Paraná (PR), Minas Gerais (MG), São Paulo (SP), Rio de Janeiro RJ), Rio Grande do Sul (RS), Espírito
Santo (ES) and Pará
Threat
category
NUMBER OF THREATENED SPECIES
IUCN 1
IBAMA 2
PR 3
MG 4
SP 5
RJ 6
RS 7
ES 8
PA9
EX
0
2
3
0
0
X
3
0
0
EW
1
2
0
4
20
X
7
0
0
CR
23
24
14
12
47
X
31
37
1
EN
31
47
25
27
37
X
42
18
17
VU
70
85
26
40
59
X
44
26
13
QA
98
53
-
-
-
-
-
-
-
Total
223
212
68
83
163
82
127
81
31
Caption: EX – extinct; EW – extinct in Nature; CR – critically threatened; EN – endangered; VU – vulnerable; QA – nearly threatened; - X - without classification of threat – non-appraised category
Sources: 1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana et al.
(2003); 8: Espírito Santo (2005); 9: Aleixo (2006)
as threatened or nearly threatened, 17 are cited only by IUCN.
tioned or are mentioned as almost threatened
in the IUCN and IBAMA lists (TABLE 3).
Among the species mentioned by IUCN, four
of them: Blue-Cheeked Parrot (Amazona
dufresniana); Cerulean Warbler (Dendroica
cerulea); Black-capped Petrel (Pterodromax
hasitata) and Andean Condor (Vultur gryphus),
are regarded as an unlikely occurrence in
Brazil by CBRO (2005), which included them
on its secondary list. Apart from these, five
other species, the Speckled Chachalaca
(Ortalis squamata), Easter Long-tailled Hermit
(Phaethornis margarettae), Long-tailed Hermit
(Phaethornis ochraceiventris camargoi), Greybreasted Parakeet (Pyrrhura anaca) and
Araguaia Spinetail (Synallaxis simoni) present
a taxonomic discrepancy between the CBRO
(2006) appraisals and the SCAA (2006).
Among the 91 species classified as threatened
by the global and national lists, 42 (46%) are
classified as vulnerable, 20 (22%) in danger, 13
(14.5%) critically endangered, one (1%) extinct
in nature and 15 (16.5%) species presented discrepancy regarding the threat category, where
7 of them were placed on a higher threaten category by IUCN and eight by IBAMA.
Among the species listed in the extinct or extinct in nature categories, four are considered
by IBAMA: Alagoas Curassow (Mitu [crax]
mitu), Spix´s Macaw (Cyanopsitta spixii),
Glaucous Macaw (Anodorrhynchus glaucus)
and the Eskimo Curlew (Numenius borealis).
At the IUCN list only the Alagoas Curassow
is regarded as extinct in nature (TABLE 2).
The state lists mention a total of 356 threatened bird species (ANNEX 1). 32 of these
species are regarded as extinct or as extinct in
Nature, by at least one of these lists (TABLE 2)
and six species are mentioned in all lists of the
South and Southeast states and are not men-
Point of View
Among the species mentioned by only one of
the two lists, 21 are classified as critically endangered or in danger of becoming extinct,
being 11 cited by IBAMA and 10 by IUCN
(ANNEX 1).
141
English
TABLE 2: Species and subspecies classified as extinct and/or extinct in Nature for at least one of the lists of threatened bird species
on the global evaluation from IUCN, national from IBAMA and local from the states of Paraná (PR), Minas Gerais (MG), São Paulo
(SP), Rio de Janeiro RJ), Rio Grande do Sul (RS) and Espírito Santo (ES)
Taxon name *,S
(noctivagus) EB
candicans
Falco deiroleucus
Geositta [Geobates]
poeciloptera
Harpia harpyja
Mergus octosetaceus
Mitu [Crax] mitu EB
Morphnus guianensis
Nemosia rourei EB
Neochen jubata
Paroaria capitata
(alagoensis)
maracana
Spizaetus ornatus
maximiliani
Sporophila bouvreuil saturata
Taoniscus nanus EB
Common name*
IUCN1
IBAMA2
CR
QA
CR
EX
CR
Yellow-legged Tinamou
Spix´s Macaw
Red-shouldered Macaw
Pheasant Cuckoo
QA
CR
VU
EW
White-winged Nightjar
Organge-breasted Falcon
EN
Campo Miner
Harpy Eagle
Horned Sungem
Red Throated Caracara
Three-toed Jacamar
Frilled Coquette
Brazilian Merganser
Alagoas Curassow
Crested Eagle
Scalloped Antbird
Cherry-throated Tanager
Orinoco Goose
Eskimo Curlew
Yello-billed Cardinal
QA
QA
VU
QA
VU
QA
CR
EW
QA
EN
CR
QA
CR
CR
EW
QA
EN
CR
Grey-bellied Hawk
Glaucous Macaw
Coal-crested Finch
Blue-eyed Ground Dove
PR3
MG4
EW
STATUS
SP5
RJ6
EW
X
EN
CR
EN
CR
CR
VU
EW
EX
VU
CR
CR
EX
CR
EW
EN
EW
CR
EW
EW
EW
VU
EW
CR
X
QA
QA
QA
Great-billed Seed Finch
Capped Seedeater
Buffy-fronted Seedeater
Dwarf Tinamou
QA
CR
VU
VU
VU
VU
EW
CR
EN
X
EW
X
EW
CR
X
EX
X
EW
CR
CR
EW
EW
EW
EW
EN
QA
PA9
VU
EW
EW
EX
Blue-winged Macaw
Channel-billed Toucan
Yellow-faced Parrot
Ornate Hawk Eagle
ES8
EW
EW
EW
EW
Rusty-margined Guan
RS7
CR
EX
EN
EN
VU
EN
CR
VU
EX
EN
VU
EN
EW
EW
CR
EW
EW
CR
EW
EX
X
EW
VU
CR
X
X
CR
EW
CR
* The scientific nomenclature, as well as the filogenetic sequence follow the proposal of the Brazilian Committee of Ornithological Records (CBRO, 2006) and the
common nomenclature follows the proposal of CBRO (2006) and Sigrist (2006). The subspecific names follow those proposed in the lists where they have been
mentioned. Where there has been divergence in the nomenclature used between the lists and the CBRO, the divergent name appears highlighted in brackets.
When the species was regarded as threatened by one list and only one of its subspecies was regarded as threatened by another list, the subspecific name has
appears highlighted between parentheses.
S - Status: EB – Endemic from Brazil (Sick, 1997; NatureServe, 2004; Olmos, 2005; Sigrist, 2006); VN – Seasonal visitor originating from the Northern hemisphere
Sources: 1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana et al.
(2003); 8: Espírito Santo (2005); 9 Aleixo (2006)
Caption: QA – Nearly Threatened; VU – Vulnerable; EM – In Danger; CR – Critically Endangered; EW – Extinct in Nature; EX – Extinct; X – No classification of
threat.
Point of View
142
TABLE 3: Birds listed as threatened in all lists of the South and Southeast states and which are not mentioned or are mentioned
as nearly threatened by the national lists of IUCN and IBAMA.
Taxon name*
Common name*
IUCN1
Blue-bellied Parrot QA
Tinamus solitarius
Solitary Tinamou
QA
Sporophila [Oryzoborus] angolensis Lesser Seed Finch
Spizaetus [Spizastur] melanoleucus Black-and-white
Hawk Eagle
Spizaetus ornatus
Ornate Hawk Eagle
Harpia harpyja
Harpy Eagle
QA
IBAMA2
QA
QA
QA
PR3
VU
VU
VU
EN
EN
CR
STATUS
MG4 SP5
EN
CR
CR
VU
EN
VU
EN
EN
EW
EN
CR
CR
RJ6
X
X
X
RS7
VU
CR
EN
ES 8
CP
CP
CP
X
X
X
CR
EW
EW
VU
CP
CP
* The scientific nomenclature, as well as the filogenetic sequence follow the proposal of the Brazilian Committee of Ornithological Records (CBRO, 2006) and
the common nomenclature follows the proposal of CBRO (2006) and Sigrist (2006). The subspecific names follow those proposed in the lists where they have
been mentioned. Where there has been discrepancy in the nomenclature used between the lists and the CBRO, the discrepant name appears highlighted in
brackets.
1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000); 7: Fontana et al. (2003); 8:
Espírito Santo (2005)
Caption: QA – Nearly Threatened; VU – Vulnerable; EM – In Danger; CR – Critically Endangered; EW – Extinct in Nature; EX – Extinct; X – No classification of
threat.
Of the 194 bird species listed as globally or
nationally threatened, 164 were appraised regarding the research priority as proposed by
Parker and collaborators (1996). Due to some
disagreements in the taxonomic concept of
species or for having been recently described,
30 species have been excluded from this
analysis. The 69 taxa listed only by IBAMA
have been appraised; however, the subspecies were considered only by their specific
name; for the species with two subspecies, the
result was repeated.
70
50
30
10
Low
Average
Research priority
I IUCN and IBAMA I IUCN
High
I IBAMA
Figure 1: Number of species from the IBAMA (2003) and
IUCN (2006) lists by level of research priority according to
Parker et al., (1996)
Among all the species appraised, 86 have a
high research priority and 70% of these
species were cited by the two lists. Of the
species cited only by IUCN’s list, 50% have a
high research priority; for those listed only by
IBAMA, 43.5% have a low research priority
(FIGURE 1). No species is included in the insufficient data category on the IUCN list. The
IBAMA list (2003) also does not list species in
this category, but the re-edition of this list
made by Machado and collaborators (2005)
listed in this category 69 bird taxa, where 40
are considered threatened or nearly threatened with extinction by other appraisals
(ANNEX 1).
Point of View
Nº of species
Recent taxonomic reappraisals (CBRO, 2006;
SACC, 2006) have altered the nomenclature
of 38 of the species listed as threatened or
nearly threatened on the appraised lists: for
these species, the discrepant name was highlighted in brackets (ANNEX 1). Of the 15
species described after 1995, the six first
species described until 2000 have been regarded as threatened or nearly threatened
and one described in 2005 has been regarded
as threatened (TABLE 4)
143
English
TABLE 4: Species described after 1995 (CBRO, 2006) regarded as threatened or nearly threatened by IUCN (2006), IBAMA
(2003), Paraná (Mikich & Bérnils, 2004) and Pará (Aleixo, 2006).
YEAR
1995
1996
1997
1998
1998
2000
2001
2002
2002
2002
2002
2003
2004
2005
2005
TAXON NAME
Acrobatornis fonsecai
Arremon franciscanus
Antilophia bokermanni
Scytalopus iraiensis
Herpsilochmus sellowi
Suiriri islerorum
Micrastur mintoni
Pyrrhura snethlageae
Xiphocolaptes carajaensis
Caica aurantiocephala
Glaucidium mooreorum
Thamnophilus divisorius
Scytalopus pachecoi
Aratinga pintoi
COMMON NAME
IBAMA
EN
VU
QA
CR
EN
-
Marsh Antbirdn
Pink-legged Graveteiro
San Francisco Sparrow
Araripe Manakin
Tall Grass Wetland Tapaculo
Caatinga Antwren
Tyrant Flycatcher
Cryptic Forest Falcon
Madeira Parakeet
Carajás Woodcreeper
Orange -headed Parrot
Pernambuco Pygmy Owl
Amazonian Antshrike
Planalto Tapaculo
Sulphur-breasted Parakeet
STATUS
IUCN
PR
EN
EN
VU
QA
CR
EN
EN
QA
-
PA
VU
Caption: EM – in danger; VU – vulnerable; QA – almost extinct; - no classification of threat
The level of research priority has been compared among the categories under threat. In
all of them, an expressive number of species
require high research priority, including
among them all the species regarded as extinct or extinct in nature. In this analysis, 15
species mentioned on both lists and which
are discrepant regarding the threat category
have been excluded, as well as 30 species
that have been excluded due to some discrepancy in the taxonomic concept of
species or for having been recently described. (FIGURE 2).
50
40
30
20
10
Low
I Vulnerable
I Critically endangered
Average
Research priority
High
I In danger
I Extinct nature
Figure 2: Level of research priority of the species threatened with extinction in Brazil according to Parker et al.,
(1996) classified by threat category
Regarding endemism, 134 of the species regarded as endemic from Brazil are pointed
out as under threat or nearly threatened for
at least one of the appraised lists. 121 species
are mentioned by the national and global
lists, where 59.5% are common to both lists.
Of the 15 species (12%) listed only by IBAMA, two are classified as critically threatened with extinction, three in danger of becoming extinct, five vulnerable and five nearly threatened.
Point of View
Nº of species
Of the 34 endemic species from Brazil (28.5%),
listed only by IUCN, six are classified as critically threatened with extinction, four vulnerable and 24 nearly threatened; 11 are categorized under data insufficiency by Machado
and collaborators, 2005. (ANNEX 1).
144
latter is also not recognized by CBRO (2006)
as a valid species.
DISCUSSION
Over 25% of the birds occurring on Brazilian
territory (1,796 species, according to CBRO,
2006) are threatened or nearly threatened
with extinction, according to the state, national and global appraisals made for Brazil.
The frigates Lesser Frigatebird (Fregata minor
nicoll) and the Mascarene Lesser Frigatebird
(Fregata ariel trinitatis) are listed under their
specific names under the IBAMA appraisal,
but they are endemic subspecies from Brazil,
with distribution restricted to Trindade island
(Olmos, 2005).
As the IUCN list features a global appraisal of
extinction threat, a species that is threatened
in only one region of its distribution area is
not necessarily globally threatened
(Gärdenfors, 2001).
Among the 34 (28.5%) endemic species from
Brazil that are listed only by IUCN, for example: Cipó Canastero (Asthenes luizae), an endemic species from Brazil and Cerrado, restricted to the rocky portions of Espinhaço
Range (Sick, 1997; Silva & Bates, 2002) and
Three-toed Jacamar (Jacamaralcyon tridactyla),
an endemic species from Brazil and the
Atlantic Forest of the southeastern coast (Sick,
1997), regarded as extinct in nature in São
Paulo State (São Paulo, 1998) and threatened
in the states of Minas Gerais (Machado et al.,
1998) and Rio de Janeiro (Bergallo et al., 2000).
These discrepancies involving endemic
species from Brazil should be reappraised.
Costa and collaborators (2005) have also identified discrepancies among the mammal endemic species from Brazil, cited by both national and global lists, and concluded that
some of them are even illogic, due to the lack
of available information about the species
and because there are divergent appraisals
and opinions on the available data interpretation. A kind of endemic owl from Brazil,
Pernambuco Pygmy Owl (Glaucidium
moororum) has been recently described, as
nearly extinct, on the Brazilian Northeast
Atlantic Forest, and the authors have classified it as critically threatened (Silva et al.,
2002); however, its extinction condition has
not yet been recognized in any of the lists,
and none of the further eight species described
since 2001. Among these, the Sulfur-breasted
Parakeet (Aratinga pintoi), Madeira Parakeet
(Pyrrhura snethlageae) and the Carajás
Woodcreeper (Xiphocolaptes carajaensis) are
not recognized as valid species by the SACC
(2006). This could be due to the fact that all
these species are still little known.
As expected by Gärdenfors (2001), the highest
number of threatened taxa (71%) was classified by the state appraisals, while 33% were
regarded as threatened by the national appraisal and 26% threatened throughout the
world, on the global evaluation.
Through the state appraisals, a high number
of species and subspecies regarded as extinct
in at least part of its original distribution area
can be registered; such situation has been defined by Collar (2001) as extirpating.
Due to the large extension of the Brazilian territory and the regional distinct pressures, the
state lists of threatened species are required
(Costa et al., 2005). Such lists can also be regarded as warnings for local problems faced by
the species and, thus, help prevent conservation problems in wider spatial scales. When
considering subspecies, the IBAMA list points
out regional conservation problems, compensating, partially, the lack of a regionalized list.
Approximately 60% of the species regarded
as endemic from Brazil are pointed out as under threat or nearly threatened with extinction. It is expected that, as these species are
restricted to a single country, all their endemic taxa should be included in the global and
national appraisals (Gärdenfors, 2001).
Among the fifteen species endemic from
Brazil listed only by IBAMA, the Eastern
Long-tailed Hermit, Araguaia Spinetail and
Marron-faced Parakeet are not recognized as
valid species by the SACC (2006), where the
Point of View
145
English
The greatest changes in the composition of
listed species originate from changes on the
knowledge about them, and this increase and
the taxonomic changes are the true modifications on the conservation level (Possingham
et al., 2002).
for each species (Gärdenfors, 2001). The
greatest number of species filed under higher
categories of threat by IBAMA contradicts the
opinion from Gärdenfors (2001), who expects
that the threat level is lower or equal to the
category proposed by the global appraisal,
when compared to the national appraisal.
For J. F. Pacheco and collaborators, there are
two main advancements responsible for the
relevant qualitative difference between the
first and the second editions of the IBAMA
list: the information quality improvement
about the species and the strict application of
the IUCN criteria (Machado et al., 2005). This
can also explain some of the differences presented between the IBAMA and IUCN appraisals, detected on the current work: the criteria are the same; however, the available information volume to Brazilian scientists is
bigger, due to the greater communication and
exchange of unpublished scientific information on the species among ornithologists.
Thus, the need to disseminate such information through publications in international circulation renowned periodicals is highlighted,
ensuring that those in charge of the IUCN list
have access and incorporate this data to their
reviews. Among the species described in the
past 16 years, all those described until 2000
have been regarded as threatened and only
one described since 2001 has been regarded
as threatened. Among these, the Sulfurbreasted Parakeet (Aratinga pintoi), the
Madeira Parakeet (Pyrrhura snethlageae) and
the Carajás Woodcreeper (Xiphocolaptes
Carajaensis) are not yet recognized as valid
species by the SACC (2006). The non-inclusion of these species in any list is possibly due
to the fact that all of them are relatively unknown and their discoveries occurred after
the appraisal dates .
The main disagreement is on the extinction
definition, which should be reappraised, particularly in the case of two endemic species
from Brazil, Alagoas Curassow and the Blue
Macaw. Few species from neotropical region
have been studied in detail (Parker et al.,
1996) and the lack of data is the biggest problem for the classification of the species threat
level (O’Grady et al., 2004). The analyses revealed that there is a bad to average knowledge on most of the threatened species, and
that extinct species disappeared without the
acquirement of a good knowledge about their
biology, which represents an unrecoverable
knowledge loss. The lack of knowledge about
some species makes many status and threat
appraisals subjective, which could explain
most of the discrepancies between the IBAMA and IUCN lists. The use of adequate tools
to evaluate a species threat status, such as
geoprocessing, is required to avoid improper
appraisals.
CONCLUSION
Many of such disagreements could reduce the
confidence on the conservation decisions and
make difficult public policies implementation. Local organizations may find it difficult
to raise international funding because the
sponsors believe, wrongly, that the global
lists are more accurate, reducing the conservation efficiency in the national scope, where
the conservation actions cause a higher impact (Rodríguez et al., 2000).
Comparisons of classifications made on global and national levels can show some incompatibilities, as different methods are used,
giving distinct answers to the level of species
conservation. Thus, the differences between
the threat categories can originate from differences in the criteria used for the classification or in the quality of information accessed
Point of View
Special efforts must be made by Brazilian ornithologists, to complement the knowledge
about the rare species or those under the risk
of extinction, in order to prevent further
146
species from becoming extinct without having even been properly known. It is also
necessary to publish this knowledge about
threatened species and the use of adequate
tools, so that it becomes possible to advance
regarding their classifications of threat categories.
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ACKNOWLEDGEMENTS
We thank P.M. Bizzotto for the assistance in
writing the manuscript and to the anonymous reviewers for their comments. To CNPq
for the research grant given to M.Â.Marini.
Coimbra-Filho, A. F.; Magnanini, A. 1968.
Animais raros ou em vias de desaparecimento no Brasil. Anuário Brasileiro de Economia
Florestal 19: 149-177.
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ANNEX 1: Comparative list of the globally threatened and nearly threatened bird species by IUCN, nationally by IBAMA and locally by the
states of Paraná (PR), Minas Gerais (MG), São Paulo (SP), Rio de Janeiro (RJ), Rio Grande do Sul (RS), Espírito Santo (ES) and Pará (PA)
NAME OF TÁXON*,S
STRUTHIONIFORMES
Rheidae (1/1)
Rhea americana
TINAMIFORMES
Tinamidae (23/6)
Tinamus solitarius
Crypturellus undulatus
(noctivagus) EB
(zabele) EB
Crypturellus variegatus
Nothura minor EB
Taoniscus nanus EB
ANSERIFORMES
Anhimidae (2/1)
Anhima cornuta
Anatidae (25/7)
Dendrocygna bicolor
Neochen jubata
Cairina moschata
Sarkidiornis sylvicola [melanotos]
Anas bahamensis
COMMON NAME*
STATUS
Greater rhea
NT
Solitary Tinamou
Undulated Tinamou
NT
NT
Variegated Tinamou
Lesser Nothura
Dwarf Tinamou
CR
VU
CR
NT
VU
CR
CR
VU
VU
X
CR
CR
VU
EN
CR
CR
X
EW
CR
EX
EN
VU
VU
NT
VU
VU
VU
VU
Horned Screamer
EN
Fulvous Tree-duck
Orinoco Goose
Muscovy Duck
Comb Duck
White-cheeked Pintail
PA9
CR
EN
X
CR
EW
CR
X
NT
DD
EW
X
X
EN
VU
VU
Continues
Point of View
149
English
Continuation Annex 1
NAME OF TÁXON*,S
Netta eryththalma
Mergus octosetaceus
GALLIFORMES
Cracidae (22/12)
Ortalis squamata EB
Ortalis superciliaris EB
(alagoensis)
Penelope obscura
Penelope pileata EB
Penelope ochrogaster EB
Penelope jacucaca EB
Aburria [Pipile] jacutinga
Mitu [Crax] mitu EB
Crax globulosa
Crax fasciolata (pinima)
Crax blumenbachii EB
Odontophoridae (4/1)
Odontophorus capueira
(plumbeicollis)
SPHENISCIFORMES
Spheniscidae (4/3)
Spheniscus magellanicus VS
Eudyptes chrysolophus VA(S)
Eudyptes chrysocome VA(S)
PROCELLARIIFORMES
Diomedeidae (10/8)
Phoebetria fusca VA(S)
Phoebetria palpebrata VA(S)
Thalassarche chlororhynchos VS
Thalassarche melanophris VS
Diomedea epomophora VS
Diomedea sanfordi VA(S)
Diomedea exulans VS
Diomedea dabbenena VS
Procellariidae (27/10)
Macronectes giganteus VS
Macronectes halli VS
Pterodroma hasitata OP
Pterodroma incerta VS
Pterodroma arminjoniana
Procellaria cinerea VA(S)
Procellaria aequinoctialis VS
Procellaria conspicillata VS
Puffinus griseus VS
Puffinus lherminieri
COMMON NAME*
Southern Pochard
Brazilian Merganser
STATUS
VU
CR
CR
CR CR EW
Speckled Chachalaca
Buff-browed Chachalaca
PA9
VU
NT
Rusty-margined Guan
Dusky-legged Guan
White-crested Guan
Chestnut-bellied Guan
White-browed Guan
Black-fronted Piping-guan
Razor-billed Curassow
Wattled Curassow
Bare-faced Curassow
Red-billed Curassow
DD
EN
EW
VU
NT
VU
VU
EN
EW
VU
EN
Spot-winged Wood-quail
DD
VU
VU
EN
EW
EN
EN
EN
EN
CR
CR
CR
VU
CR
CR
EN
Magellanic Penguin
Macorani Penguin
Rockhopper Penguin
NT
VU
VU
Sooty Albatross
Light-mantled Albatross
Yellow-nosed Albatross
Black-browed Albatross
Royal Albatross
Northern Royal Albatross
Wandering Albatross
Tristan Albatross
EN
NT
EN
EN
VU
EN
VU
EN
Antarctic Giant Petrel
Northern Giant Petrel
Black-capped Petrel
Hooded Petrel
Trindade Petrel
Gray Petrel
White-chinned Petrel
Spectacled Petrel
Sooty Shearwater
Dusky-backed Shearwater
VU
NT
EN
VU
VU
NT
VU
CR
NT
VU
VU
VU
EN
VU
EN
VU
VU
X
CR
EN
X
CR
VU
VU
VU
VU
EN
VU
VU
VU
VU
VU
VU
EN
CR
EN
EN
VU
VU
EN
CR
Continues
Point of View
150
NAME OF TÁXON*,S
PELECANIFORMES
Phaethontidae (3/2)
Phaethon aethereus
Phaethon lepturus
Sulidae (5/2)
Morus capensis VA
Sula sula (sula)
Anhingidae (1/1)
Anhinga anhinga
Fregatidae (3/2)
Fregata minor EB,R#
Fregata ariel EB,R#
CICONIIFORMES
Ardeidae (25/3)
Tigrisoma fasciatum
Cochlearius cochlearius
Nyctanassa violacea
Threskiornithidae (9/3)
Eudocimus ruber
Mesembrinibis cayennensis
Platalea [Ajaia] ajaja
Ciconiidae (3/3)
Ciconia maguari
Jabiru mycteria
Mycteria americana
COMMON NAME*
STATUS
Red-billed Tropicbird
White-tailed Tropicbird
PA9
VU
VU
Cape Gannet
Red-footed Booby
VU
NT
EN
Anhinga
X
Great Frigatebird
Lesser Frigatebird
CR
CR
Fasciated Tiger-heron
Boat-billed Heron
Yellow-crowned Night-heron
EN
CR
CR
EN
CR
CR
EN
X
CR
X
EN
Scarlet Ibis
Green Ibis
Roseate Spoonbill
CR
EN
VU
Maguari Stork
Jabiru
American Wood-stork
EN
VU
PHOENICOPTERIFORMES
Phoenicopteridae (4/2)
Phoenicopterus chilensis VS
Phoenicoparrus andinus VA(S)
Chilean Flamingo
Andean Flamingo
NT
VU
CATHARTIFORMES
Cathartidae (6/2)
Sarcoramphus papa
Vultur gryphus OP
King Vulture
Andean Condor
NT
FALCONIFORMES
Accipitridae (47/19)
Leptodon cayanensis
Leptodon forbesi EB,D
Chondrohierax uncinatus
Circus cinereus
Circus buffoni
Leucopternis lacernulatus EB
Leucopternis polionotus
Buteogallus aequinoctialis
Gray-headed Kite
White-collared Kite
Hook-billed Kite
Cinereous Harrier
Long-winged Harrier
Gray-bellied Hawk
White-necked Hawk
Mantled Hawk
Rufous Crab-hawk
VU
CR
VU
X
EN
X
CR
CR
VU
CR
CR
DD
VU
VU
VU
VU
VU
VU
NT
DD
VU
NT
EN
EN
EW
EN
EN
EW
CR
VU
EN
X
X
CR
EN
VU
Continues
Point of View
151
English
NAME OF TÁXON*,S
Harpyhaliaetus coronatus
Busarellus nigricollis
Parabuteo unicinctus
Percnohierax [Buteo] leucorrhous
Buteo [Geranoaetus]
melanoleucus
Morphnus guianensis
Harpia harpyja
Spizaetus tyrannus(tyrannus)
Spizaetus [Spizastur]
melanoleucus
Spizaetus ornatus
Falconidae (21/4)
(pelzeni)
Herpetotheres cachinnans
Falco rufigularis
Falco deiroleucus
GRUIFORMES
Psophiidae (3/1)
Psophia viridis obscura EB
Rallidae (32/8)
Coturnicops notatus
Micropygia schomburgkii
Aramides mangle EB
Laterallus jamaicensis VA
Laterallus xenopterus D
Porzana spiloptera
Porphyrio [Porphyrula] flavirostris
Fulica armillata
Heliornithidae (1/1)
Heliomis fulica
CHARADRIIFORMES
Charadriidae (11/1)
Vanellus cayanus
Haematopodidae (1/1)
Haematopus palliatus
Scolopacidae (29/4)
Gallinago undulata
Limosa haemastica VN
Tryngites subruficollis VN
Rostratulidae (1/1)
Nycticryphes semicollaris
Laridae (8/2)
Larus atlanticus VS
COMMON NAME*
Crowned Eagle
Black-collared Hawk
Harri’s Hawk
White-rumped Hawk
STATUS
EN
VU
VU EN CR
CR
VU
X
VU
EN
EN
CR
Black-chested Buzzard-eagle
Crested Eagle
Harpy Eagle
Black Hawk-eagle
NT
NT
NT
NT
NT
Black-and-white Hawk-eagle
Ornate Hawk-eagle
EX
CR
EN
EN
Red-throated Caracara
Laughing Falcon
Bat Falcon
Orange-breasted Falcon
DD
Darck-winged Trumpeter
EN
Speckled Crake
Ocellated Crake
Little Wood-Rail
Black Rail
Rufous-faced Crake
Dot-winged Crake
Azure Gallinule
Red-gartered Coot
DD
DD
DD
DD
NT
VU
VU
EW
EN
CR
CR
VU
X
X
VU
EW
EW
CR
EN
EN
EN
CR
X
X
CR
EW
X
VU
EN
EW
EX
CR
CR
VU
VU
CR
PA9
VU
EW
CR
EN
EN
VU
VU
VU
CR
VU
EN
VU
VU
Sungrebe
VU
Pied Lapwing
VU
American Oystercatcher
VU
Giant Snipe
Hudsonian Godwit
Skimo Curlew
Buff-breasted Sandipiper
VU
EW
X
VU
CR
NT
EX
NT
South American Painted Snipe
VU
VU
Orog’s Gull
VU
VU
VU
Continues
Point of View
152
NAME OF TÁXON*,S
Chroicocephalus [Larus]
maculipennis
Sternidae (17/5)
Gygis alba alba
Phaetusa simplex
Sterna hirundinacea
Thalasseus sandvicensis
eurygnatha
Thalasseus [Sterna] maximus
COLUMBIFORMES
Columbidae (23/7)
Claravis pretiosa
Claravis godefrida
speciosa
cayennensis
plumbea
Geotrygon violacea
PSITTACIFORMES
Psittacidae (84/35)
Anodorhynchus hyacinthinus
Anodorhynchus leari EB
Ara ararauna
Ara chloropterus
Orthopsittaca [Ara] manilata
maracana
Primolius couloni
Guaruba guarouba EB
Aratinga auricapillus EB
Aratinga pintoi EB
Pyrrhura cruentata EB
Pyrrhura lepida
(coerulescens) EB
Pyrrhura lepida (lepida) EB
Pyrrhura lepida (anerythra) EB
Pyrrhura perlata lepida
Pyrrhura leucotis EB
Pyrrhura anaca EB ,T
Pyrrhura pfrimeri EB ,T
COMMON NAME*
STATUS
Brown-hooded Gull
PA9
X
Fairy Tern
Large-billed Tern
South American Tern
NT
Sandwich Tern
Royal Tern
NT
VU
VU
CR
EW
X
VU
Blue-eyed Ground-dove
Blue Ground-dove
Purple-winged Ground-dove
CR
VU
EN
CR
CR
CR
CR
Scaled Pigeon
CR
X
VU
X
Pale-vented Pigeon
CR
VU
Plumbeous Pigeon
Violaceous Quail-dove
VU
Hyacinthine Macaw
Glaucous Macaw
Indigo Macaw
Little Blue Macaw
Blue-and-yellow Macaw
Red-and-green Macaw
Red-bellied Macaw
EN
CR
CR
CR
Blue-winged Macaw
Blue-headed Macaw
Red-shouldered Macaw
Golden Parakeet
Golden-capped Parakeet
Sulphur-breasted Parakeet
Ochre-marked Parakeet
NT
EN
Pearly Parakeet
Pearly Parakeet
Pearly Parakeet
Crimson-bellied Parakeet
Maroon-faced Parakeet
Gray-breasted Parakeet
Pfrimer’s Conure
DD
EN
VU
EX
CR
EW
CR
CR
VU
EX
CR
CR
NT
VU
VU
EN
EN
CR
CR
CR
X
X
EN
EX
VU
EW
EN
NT
VU
VU
VU
NT
NT
NT
EN
EN
DD
VU
VU
X
VU
EN
X
EN
EN
X
EN
VU
EN
VU
CR
VU
Continues
Point of View
153
English
NAME OF TÁXON*,S
Nannopsittaca dachilleae R#
Touit melanonotus EB
Touit surdus EB
Caica [Pionopsitta]
aurantiocephala
Pionopsitta pileata
Pionus menstruus (reichenowi)
Amazona pretrei
Amazona brasiliensis EB
Amazona dufresniana OP
Amazona rhodocorytha EB
Amazona aestiva
Amazona ochrocephala
xantholaena
Amazona farinosa
Amazona vinacea
CUCULIFORMES
Cuculidae (20/7)
Coccyzus cinereus
Coccyzus euleri
Crotophaga major
Dromococcyx pavoninus
Neomorphus geoffroyi (dulcis)
Neomorphus geoffroyi (geoffroyi)
Neomorphus squamiger
STRIGIFORMES
Strigidae (22/6)
Pulsatrix perspicillata
(perspicillata)
Pulsatrix perspicillata (pulsatrix)
Strix hylophila
Strix [Ciccaba] virgata (borelliana)
Strix [Ciccaba] huhula
(albomarginata)
Glaucidium minutissimum
Asio stygius
CAPRIMULGIFORMES
Nyctibiidae (5/2)
Nyctibius grandis
Nyctibius aethereus
Caprimulgidae (24/7)
Nyctiprogne vielliardi
COMMON NAME*
Amazonian Parrotlet
Black-eared Parrotlet
Golden-tailed Parrotlet
STATUS
NT
EN
VU
VU CR
X
EN
VU
NT
CR
X
EN
Orange-headed Parrot
Red-capped Parrot
Yellow-faced Parrot
Blue-headed Parrot
Red-spectacled Parrot
Blue-cheeked Parrot
Blue-cheeked Parrot
Red-crowned Amazon
Turquoise-fronted Parrot
PA9
NT
NT
VU
VU
NT
EN
Yellow-crowned Parrot
Mealy Parrot
Vinaceous-brested Parrot
Blue-bellied Parrot
NT
NT
VU
VU
EN
VU
VU
EW
VU
VU
VU
EN
EN
CR
CR
CR
VU
X
CR
CR
CR
X
X
X
CR
VU
VU
NT
Ash-colored Cuckoo
Pearly-breasted Cuckoo
Greater Ani
Pheasant Cuckoo
Pavonine Cuckoo
Rufous-vented Ground-cuckoo
Rufous-vented Ground-cuckoo
Scaled Ground-cuckoo
VU
NT
VU
EN
EN
EN
VU
CR
CR
VU
EN
EW
NT
Spectacled Owl
Spectacled Owl
Rusty-barred Owl
Mottled Owl
CR
DD
DD
DD
X
X
X
EN
EN
EN
VU
VU
EN
EN
CR
CR
EN
EN
NT
DD
Black-banded Owl
Least Pygmy-owl
Stygian Owl
CR
DD
VU
EN
VU
Great Potoo
Long-tailed Potoo
DD
Bahian Nighthawk
NT
EN
VU
X
VU
VU
DD
Continues
Point of View
154
NAME OF TÁXON*,S
Nyctiphrynus ocellatus
Caprimulgus sericocaudatus
(sericocaudatus)
Caprimulgus hirundinaceus
vieliardi EB
Macropsalis forcipata [creagra]
Eleothreptus anomalus
candicans
APODIFORMES
Apodidae (18/3)
Cypseloides senex
Tachornis [Reinarda] squamata
Panyptila cayennensis
Trochilidae (82/16)
Ramphodon naevius EB
Glaucis dohrnii EB
Threnetes leucurus medianus
Phaethornis idaliae EB
Phaethornis ochraceiventris
camargoi EB,T
Phaethornis eurynome
Phaethornis margarettae EB,T
Aphantochroa cirrhochloris EB
[Discosura] Popelaria langsdorffi
langsdorffi
Thalurania furcata
Thalurania watertonii EB
Hylocharis sapphirina
Augastes scutatus EB
Augastes lumachella EB
TROGONIFORMES
Trogonidae (9/1)
Trogon collaris
CORACIIFORMES
Momotidae (4/2)
Baryphthengus ruficapillus
Momotus momota
marcgraviana
COMMON NAME*
Ocellated Poorwill
STATUS
EN
Silky-tailed Nightjar
DD
Pygmy Nightjar
Long-trained Nightjar
Sickle-winged Nightjar
NT
NT
NT
White-winged Nightjar
EN
EN
EN
EN
PA9
VU
CR
VU
Great Dusky Swift
Fork-tailed Palm-swift
Lesser Swallow-tailed Swift
VU
EN
EN
EW
VU
CR
EN
Saw-billed Hermit
Hook-billed Hermit
Pale-tailed Barbthroat
Minute Hermit
NT
EN
EN
CR
EN
EN
NT
Eastern Long-tailed Hermit
Scale-throated Hermit
Eastern Long-tailed Hermit
Sombre Hummingbird
Frilled Coquette
EN
Black-bellied Thorntail
Fork-tailed Woodnymph
Long-tailed Woodnymph
Rufous-throated Sapphire
Hyacinth Visorbearer
Hooded Visorbearer
Horned Sungem
VU
VU
EN
CR
VU
EN
EX
CR
VU
NT
VU
EN
NT
NT
EW
Collared Trogon
EN
Rufous-capped Motmot
CR
Blue-crowned Motmot
EN
GALBULIFORMES
Galbulidae (15/2)
Brachygalba lugubris (naumburgi) Brown Jacamar
DD
CR
Continues
Point of View
155
English
NAME OF TÁXON*,S
COMMON NAME*
Three-toed Jacamar
Bucconidae (26/5)
Notharchus swainsoni
Nystalus [Bucco] maculatus EB
Nonnula rubecula
Monasa morphoeus
Chelidoptera tenebrosa
Buff-bellied Puffbird
Spot-backed Puffbird
Rusty-throated Nunlet
White-fronted Nunbird
Swallow-wing
PICIFORMES
Ramphastidae (21/6)
Selenidera maculirostris
(boturitensis)
Pteroglossus [Baillonius] bailloni
Pteroglossus bitorquatus
bitorquatus
Pteroglossus aracari
Pteroglossus castanotis
Picidae (50/14)
Picumnus exilis pernambucensis
Picumnus fuscus
Picumnus fulvescens EB
Picumnus limae EB
Picumnus nebulosus
Melanerpes flavifrons
Picoides mixtus
(polyzonus)
(paraensis)
Piculus aurulentus
Celeus flavus
Celeus torquatus (tinnunculus)
Celeus torquatus (pieteroyensi)
Dryocopus galeatus
Dryocopus lineatus
Campephilus robustus
PASSERIFORMES
Melanopareiidae (1/1)
Melanopareia torquata
Thamnophilidae (164/39)
Mackenziaena severa
Sakesphorus luctuosus
araguayae EB
Biatas nigropectus
Thamnophilus aethiops distans
Thamnophilus aethiops incertus
STATUS
VU
NT
VU EW
X
PA9
CR
VU
VU
X
X
Channel-billed Toucan
CR
VU
EW
Spot-billed Toucanet
Saffron Toucanet
DD
NT
CR
CR
VU
Red-necked Araçari
Black-necked Araçari
Chestnut-eared Araçari
VU
Golden-spangled Piculet
Rusty-necked Piculet
Tawny Piculet
Ochraceous Piculet
Mottled Piculet
Yellow-fronted Woodpecker
Checkered Woodpecker
VU
DD
EN
VU
EN
X
CR
NT
NT
VU
NT
EN
VU
CR
Golden-green Woodpecker
VU
Golden-green Woodpecker
White-browed Woodpecker
Cream-colored Woodpecker
Ringed Woodpecker
Ringed Woodpecker
Helmeted Woodpecker
Lineated Woodpecker
Robust Woodpecker
CR
X
X
EN
NT
CR
CR
VU
EN
VU
VU
CR
CR
EN
Collared Crescentchest
CR
VU
EN
EN
Tufted Antshrike
EN
Glossy Antshrike
White-bearded Antshrike
White-shouldered Antshrike
White-shouldered Antshrike
VU
VU
VU
EN
VU
EN
CR
EN
Continues
Point of View
156
NAME OF TÁXON*,S
cearensis
pernambucensis
Clytoctantes atrogularis EB
Dysithamnus stictothorax
Dysithamnus plumbeus EB
Thamnomanes caesius
Myrmotherula klagesi EB
Myrmotherula minor EB
Myrmotherula urosticta EB
Myrmotherula fluminensis EB
Myrmotherula unicolor EB
Myrmotherula snowi EB
Herpsilochmus sellowi EB
Herpsilochmus pileatus EB
Herpsilochmus pectoralis EB
Herpsilochmus longirostris
Formicivora iheringi EB
Formicivora erythonotos EB
Formicivora littoralis EB
Formicivora melanogaster
Drymophila rubricollis
Drymophila genei EB
Drymophila ochropyga EB
Terenura sicki EB
Cercomacra brasiliana EB
Cercomacra laeta sabinoi
Cercomacra carbonaria
Cercomacra ferdinandi EB
Pyriglena leuconota
pernambucensis
Pyriglena atra EB
Pyriglena leucoptera
Rhopornis ardesiacus EB
Myrmeciza squamosa EB
Phlegopsis nigromaculata
paraensis
Conopophagidae (6/2)
Conopophaga lineata cearae
Conopophaga melanops
nigrifrons EB
Grallariidae (8/3)
Grallaria varia (intercedens)
Grallaria eludens R#
Hylopezus ochroleucus EB
COMMON NAME*
STATUS
Variable Antshrike
EN
Variable Antshrike
Rondonia Bushbird
Spot-breasted Antvireo
Plumbeous Antvireo
Cinereous Antshrike
Klage’s Antwren
Salvadori’s Antwren
Band-tailed Antwren
Rio de Janeiro Antwren
Unicolored Antwren
Alagoas Antwren
Caatinga Antwren
Pileated Antwren
Pectoral Antwren
Large-billed Antwren
Narrow-billed Antwren
Black-hooded Antwren
Restinga Antwren
Black-bellied Antwren
Marsh Antbird
Bertoni’s Antbird
Rufous-tailed Antbird
Ochre-rumped Antbird
Alagoas Antwren
Rio de Janeiro Antbird
Willis’s Antbird
Rio Branco Antbird
Bananal Antbird
VU
DD
CR
NT
VU
NT
VU
PA9
X
CR
NT
VU
VU
CR
NT
CR
NT
VU
VU
VU
VU
VU
DD
NT
CR
VU
VU
EN
X
X
VU
EN
EN
VU
VU
VU
NT
EN
CR
NT
EN
CR
VU
X
X
VU
EN
EN
EN
EN
NT
NT
EN
NT
White-backed Fire-eye
Fringe-backed Fire-eye
White-shouldered Fire-eye
Slender Antbird
Scalloped Antbird
Squamate Antbird
VU
EN
NT
VU
VU
VU
VU
EN
VU
EN
EN
EN
EN
EN
VU
VU
EW
EN
Black-spotted Bare-eye
EN
Rufous Gnateater
VU
Black-cheeked Gnateater
VU
Variegated Antpitta
Elusive Antpitta
White-browed Antpitta
VU
NT
NT
EN
VU
VU
NT
Continues
Point of View
157
English
NAME OF TÁXON*,S
Rhinocryptidae (10/7)
Psilorhamphus guttatus
Merulaxis ater EB
Merulaxis stresemanni EB
Scytalopus iraiensis EB
Scytalopus novacapitalis EB
Scytalopus indigoticus EB
Scytalopus psychopompus EB
Formicariidae (7/2)
Formicarius colma
Formicarius rufifrons
Scleruridae (7/4)
Sclerurus mexicanus
Sclerurus caudacutus
(caligineus)
Sclerurus caudacutus (umbretta)
Sclerurus scansor cearensis
Geositta [Geobates]
poeciloptera
Dendrocolaptidae (42/14)
Dendrocincla fuliginosa trumai
Dendrocincla turdina
Dendrocincla merula badia
Dendrocincla merula trunayi
Deconychura longicauda
zimmeri
Glyphorinchus spirurus
Drymornis bridgesii
Dendrexetastes rufigula
paraensis
Xiphocolaptes falcirostris
(franciscanus) EB
Dendrocolaptes certhia medius
Xiphorhynchus picus
Xiphorhynchus fuscus atlanticus
Xiphorhynchus guttatus
Lepidocolaptes wagleri EB
Campylorhamphus trochilirostris
(omissus)
Furnariidae (102/34)
Cinclodes pabsti EB
Phleocryptes melanops
Leptasthenura platensis
Leptasthenura setaria
Spartonoica maluroides
Oreophylax moreirae EB
Synallaxis cinerea [whitneyi]
Synallaxis infuscata EEB
COMMON NAME*
STATUS
Spotted Bamboo-wren
Slaty Bristlefront
Stresemann’s Bristlefront
Tall-grass Wetland Tapaculo
Brasília Tapaculo
White-breasted Tapaculo
Bahia Tapaculo
NT
NT
CR
EN
NT
NT
CR
Rufous-capped Antthrush
Rufous-fronted Antthrush
PA9
VU
CR
EN
NT
EN
VU
EN
CR
VU
NT
Tawny-throated Leafscraper
EN
Black-tailed Leafscraper
Black-tailed Leafscraper
Rufous-breasted Leafscraper
X
CR
EN
EN
VU
Campo Miner
NT
Plain-brown Woodcreeper
Plain-winged Woodcreeper
White-chinned Woodcreeper
White-chinned Woodcreeper
CR
CR
VU
VU
EW
VU
CR
EN
EN
Long-tailed Woodcreeper
Wedge-billed Woodcreeper
Scimitar-billed Woodcreeper
CR
Cinnamon-throated Woodcreeper
EN
EN
EN
VU
Moustached Woodcreeper
Barred Woodcreeper
Straight-billed Woodcreeper
Lesser Woodcreeper
Buff-throated Woodcreeper
Wagler’s Woodcreeper
VU
CR
EN
VU
EN
EN
EN
X
VU
CR
VU
Red-billed Scythebill
DD
Long-tailed Cinclodes
Wren-like Rushbird
Tufted Tit-spinetail
Araucaria Tit-spinetail
Bay-capped Wren-spinetail
Itatiaia Spinetail
Bahia Spinetail
Pinto’s Spinetail
NT
EN
VU
VU
CR
NT
NT
CR
NT
VU
CR
VU
EN
VU
EN
Continues
Point of View
158
NAME OF TÁXON*,S
COMMON NAME*
Synallaxis albescens
Synallaxis rutilans omissa
Synallaxis cherriei
Synallaxis simoni EB ,T
Synallaxis kollari
Gyalophylax hellmayri EEB
Pale-breasted Spinetail
Ruddy Spinetail
Chestnut-throated Spinetail
Araguaia Spinetail
Hoary-throated Spinetail
Red-shouldered Spinetail
Limnoctites rectirostris
Straight-billed Reedhaunter
Thripophaga macroura EBB
Striated Softtail
Asthenes baeri
Short-billed Canastero
Asthenes luizae EB
Cipó Canastero
Phacellodomus striaticollis
Freckle-breasted Thornbird
Clibanornis dendrocolaptoides Canebrake Groundcreeper
Coryphistera alaudina
Lark-like Brushrunner
Acrobatornis fonsecai EB
Pink-legged Graveteiro
Pseudoseisura lophotes
Brown Cacholote
Anabacerthia amaurotis
White-browed Foliage-gleaner
Syndactyla [Philydor] dimidiatum Russet-mantled Foliage-gleaner
Simoxenops ucayalae
Peruvian Recurvebill
Philydor lichtensteini
Ochre-breasted Foliage-gleaner
Philydor novaesi EB
Alagoas Foliage-gleaner
Philydor atricapillus
Black-capped Foliage-gleaner
Cichlocolaptes leucophrus EB
Pale-browed Treehunter
Automolus leucophthalmus
(lammi)
White-eyed Foliage-gleaner
Hylocryptus [Automolus]
rectirostris
Chestnut-capped Foliage-gleaner
Xenops minutus alagoanus
Plain Xenops
Megaxenops parnaguae EB
Great Xenops
Tyrannidae (209/44)
Corythopis delalandi
Southern Antpipit
Hemitriccus diops
Drab-breasted Bamboo-tyrant
Hemitriccus zosterops
naumburgae
White-eyed Tody-tyrant
Hemitriccus orbitatus EB
Eye-ringed Tody-tyrant
EB
Hemitriccus mirandae
Buff-breasted Tody-tyrant
Hemitriccus kaempferi EB
Kaempfer’s Tody-tyrant
EB
Hemitriccus furcatus
Fork-tailed Tody-tyrant
Phyllomyias griseocapilla EB
Gray-capped Tyrannulet
Myiopagis gaimardii
Forest Elaenia
Elaenia ridleyana EB
Noronha Elaenia
Elaenia cristata
Plain-crested Elaenia
Ornithion inerme
White-lored Tyrannulet
Capsiempis flaveola
Polystictus pectoralis
(pectoralis) R#
Bearded Tachuri
Polystictus superciliaris EB
Gray-backed Tachuri
Euscarthmus rufomarginatus
Rufous-sided Pygmy-tyrant
Phylloscartes eximius
Souther Bristle-tyrant
STATUS
VU
PA9
EN
NT
VU
NT
NT
VU
VU
DD
VU
VU
VU
VU
VU
X
VU
VU
VU
VU
NT
VU
NT
CR
VU
CR
VU
CR
CR
VU
NT
CR
NT
EN
CR
CR
CR
EN
EN
CR
VU
VU
VU
EN
EN
EN
NT
NT
VU
CR
VU
NT
CR
EN
CR
NT
VU
VU
CR
EN
VU
VU
X
VU
NT
NT
NT
NT
VU
CR
NT
NT
EN
CR
VU
EN
Continues
Point of View
159
English
NAME OF TÁXON*,S
Phylloscartes kronei EB
Phylloscartes beckeri EB
Phylloscartes ceciliae
Phylloscartes roquettei EB
Phylloscartes paulista
Phylloscartes oustaleti EB
Phylloscartes difficilis EB
Phylloscartes sylviolus
Tachuris rubrigastra
Culicivora caudacuta
Rhynchocyclus olivaceus
Tolmomyias assimilis paraensis
Platyrinchus mystaceus
niveigularis
Platyrinchus leucoryphus
Onychorhynchus coronatus
Onychorhynchus swainsoni EB
Cnemotriccus fuscatus fuscatus
Contopus cooperi VN
Contopus cinereus
Knipolegus franciscanus EB
Xolmis irupero
Xolmis [Heteroxolmis] dominicanus
Alectrurus tricolor
Alectrurus risora D
Colonia colonus
Attila rufus EB
Attila spadiceus
Cotingidae (32/13)
Phibalura flavirostris
Carpornis cucullata EB
Carpornis melanocephala EB
Cotinga maculata EB
Procnias averano averano
Procnias nudicollis
Tijuca atra EB
Tijuca condita EB
Calyptura cristata EB
Lipaugus vociferans
Lipaugus lanioides EB
Xipholena atropurpurea EB
Pyroderus scutatus
Pipridae (38/13)
Neopelma pallescens
Neopelma aurifrons EB
Piprites chloris (griseicens)
Piprites pileata
Machaeropterus regulus (regulus)
COMMON NAME*
Restinga Tyrannulet
Bahia Tyrannulet
Long-tailed Tyrannulet
Minas Gerais Tyrannulet
São Paulo Tyrannulet
Oustalet’s Tyrannulet
Serra do Mar Tyrannulet
Bay-ringed Tyrannulet
Many-colored Rush-tyrant
Sharp-tailed Tyrant
Olivaceous Flatbill
Yellow-olive Flycatcher
STATUS
VU
VU
VU
VU
VU
EN
EN
EN
EN
CR
CR
EN
NT
NT
VU
NT
X
NT
VU
NT
NT
X
VU
VU
VU
VU
VU VU EN
CR
X
VU
PA9
EN
White-throated Spadebill
Russet-winged Spadebill
Royal Flycatcher
Atlantic Royal-flycatcher
Fuscous Flycatcher
Olive-sided Flycatcher
Tropical Peewee
Caatinga Black-tyrant
White Monjita
Black-and-white Monjita
Cock-tailed Tyrant
Strange-tailed Tyrant
Long-tailed Tyrant
Gray-hooded Attila
Bright-rumped Attila
VU
VU
NT
EN
EN
EN
VU
DD
X
X
CR
VU
EN
VU
NT
EN
NT
NT
EN
VU
VU
VU
NT
VU
VU
EN
VU
CR
VU
CR
VU
Swallow-tailed Cotinga
Hooded Berryeater
Black-headed Berryeater
Banded Cotinga
Bearded Bellbird
Bare-throated Bellbird
Black-and-gold Cotinga
Gray-winged Cotinga
Kinglet Calyptura
Scraming Piha
Cinnamon Piha
White-winged Cotinga
Red-ruffed Fruitcrow
NT
NT
VU
EN
VU
NT
VU
CR
VU
VU
VU
EN
VU
VU
EN
CR
CR
VU
VU
EN
VU
VU
VU
EN
CR
X
X
VU
VU
CR
EN
VU
CR
EN
NT
EN
Pale-bellied Manakin
Wied’s Tyrant-manakin
Wing-barred Manakin
Black-capped Manakin
Striped Manakin
NT
EN
NT
X
X
X
CR
CR
VU
VU
VU
NT
VU
NT
X
EN
VU
EN
X
VU
EN
EN
EN
VU
Continues
Point of View
160
NAME OF TÁXON*,S
vilasboasi EB
Lepidothrix
Manacus manacus
Antilophia bokermanni EB
Antilophia galeata
Chiroxiphia pareola
Dixiphia [Pipra] pipra
(cephaleucos)
Pipra fasciicauda
Pipra rubrocapilla
Tityridae (20/4)
Schiffornis turdina (intermedius)
Laniocera hypopyrra
Laniisoma elegans EB
Iodopleura pipra (leucopygia) EB
Vireonidae (16/1)
Vireo gracilirostris EB
Corvidae (8/2)
Cyanocorax caeruleus
Cyanocorax cristatellus
Troglodytidae (18/1)
Cistothorus platensis
Polioptilidae (8/2)
Ramphocaenus melanurus
Polioptila lactea
Turdidae (17/2)
Cichlopsis leucogenys
(leucogenys) VA(N)
Turdus fumigatus
Mimidae (3/1)
Mimus gilvus (antelius)
Motacillidae (5/2)
Anthus nattereri
Anthus hellmayri
Thraupidae (85/18)
Orchesticus abeillei EB
Schistochlamys melanopis
Cissopis leverianus
Neothraupis fasciata
Conothraupis speculigera VO#
Conothraupis mesoleuca EB
Nemosia rourei EB
Cypsnagra hirundinacea
Thraupis cyanoptera EB
Tangara mexicana (brasiliensis)
Tangara fastuosa EB
Tangara seledon
(cearensis)
COMMON NAME*
Golden-crowned Manakin
White-bearded Manakin
Araripe Manakin
Helmeted Manakin
Blue-backed Manakin
STATUS
VU
DD
EN
CR
CR
CR
EN
EN
White-crowned Manakin
Band-tailed Manakin
Red-headed Manakin
NT
Trush-like Mourner
Cinereous Mourner
Shrike-like Cotinga
Buff-throated Purpletuft
VU
NT
NT
EN\NT
Noronha Vireo
NT
VU
Azure Jay
Curl-crested Jay
NT
PA9
X
VU
X
VU
VU
CR
VU
CR
EN
EN
Grass Wren
VU
Long-billed Gnatwren
Cream-bellied Gnatcatcher
NT
NT
Rufous-brown Solitaire
Cocoa Trush
EN
Tropical Mockingbird
NT
Ochre-breasted Pipt
Hellmayr’s Pipit
VU
Brown Tanager
Black-faced Tanager
Magpie Tanager
White-banded Tanager
Black-and-white Tanager
Cone-billed Tanager
Cherry-throated Tanager
White-rumped Tanager
Azure-shouldered Tanager
Turquoise Tanager
Seven-colored Tanager
Green-headed Tanager
NT
EN
X
X
EN
EN
EN
VU
X
VU
VU
CR
CR
CR
EN
VU
X
VU
NT
NT
CR
CR
EN
DD
DD
CR
EN
EW
EN
CR
EN
NT
VU
NT
VU
X
VU
Red-necked Tanager
EN
EN
Continues
Point of View
161
English
NAME OF TÁXON*,S
Tangara cyanocephala (corallina)
Tangara peruviana EB
Tangara velia (cyanomelaena)
Tangara velia (signata)
Dacnis nigripes EB
Chlorophanes spiza
Conirostrum bicolor
Emberizidae (74/27)
Porphyrospiza caerulescens
Poospiza cinerea
Sicalis flaveola
Emberizoides ypiranganus
Embernagra platensis
Embernagra longicauda EB
Sporophila falcirostris
Sporophila plumbea
Sporophila collaris
Sporophila melanops EB,D
Sporophila nigrorufa
Sporophila bouvreuil (pileata)
Sporophila bouvreuil (saturata)
Sporophila hypoxantha
Sporophila ruficollis VS#
Sporophila palustris
Sporophila hypochroma VS#
Sporophila cinnamomea
Sporophila melanogaster EB
angolensis
maximiliani
Amaurospiza moesta
Arremon franciscanus EB
Coryphaspiza melanotis
(marajoara)
Gubernatrix cristata
Paroaria capitata
Cardinalidae (16/4)
Caryothraustes canadensis
frontalis
Saltator fuliginosus
Saltator atricollis
Cyanocompsa [Passerina]
brissonii
Parulidae (23/4)
Dendroica cerulea OP
COMMON NAME*
Red-necked Tanager
Black-backed Tanager
Opal-rumped Tanager
Opal-rumped Tanager
Black-legged Dacnis
Green Honeycreeper
Bicolored Conebill
STATUS
VU
EN
VU
DD
EN
EN
NT
X
X
NT
NT
EN
X
VU
Blue Finch
Cinereous Warbling-finch
Saffron Finch
Lesser Grass-finch
Great Pampa-finch
Buff-throated Pampa-finch
Buffy-fronted Seedeater
Temminck’s Seedeater
Plumbeous Seedeater
Rusty-collared Seedeater
Hooded Seedeater
Black-and-tawny Seedeater
Capped Seedeater
Capped Seedeater
Tawny-bellied Seedeater
Dark-throated Seedeater
Marsh Seedeater
Rufous-rumped Seedeater
Chestnut Seedeater
Black-bellied Seedeater
NT
VU
DD
VU
VU
PA9
EN
EW
EN
EN
NT
VU
VU
CR
VU
NT
EN
NT
VU
NT
VU
VU
NT
DD
VU
DD
DD
DD
DD
EN
DD
EN
VU
Lesser Seed-finch
Greater Large-billed Seed-finch
Blackish-blue Seedeater
San Francisco Sparrow
Coal-crested Finch
NT
NT
NT
NT
CR
NT
NT
Black-masked Finch
Yellow Cardinal
Yellow-billed Cardinal
VU
EN
VU
CR
VU
VU
VU
EN
EN
CR
CR
EN
X
X
X
EW
CR
CR
EN
VU
CR
EW
CR
EN
VU
EN
CR
CR
EN
VU
VU
VU
EN
VU
X
CR
VU
EW
VU
X
X
EN
CR
EN
VU
EN
CR
CR
EW
VU
CR
VU
EN
EW
Yellow-green Grosbeak
Black-throated Grosbeak
Black-throated Saltator
VU
Ultramarine Grosbeak
NT
VU
VU
Cerulean Warbler
VU
X
CR
VU
Continues
Point of View
162
NAME OF TÁXON*,S
Basileuterus flaveolus
Basileuterus leucophrys EB
Phaeothlypis rivularis
Icteridae (40/7)
Psarocolius decumanus
Procacicus [Cacicus] solitarius
Curaeus forbesi EB
Agelasticus cyanopus
Xanthopsar flavus
Molothrus oryzivorus
Sturnella defilippii D
Fringillidae (18/3)
Carduelis yarrellii
Euphonia violacea
Euphonia chalybea
COMMON NAME*
Flavescent Warbler
White-striped Warbler
Riverbank Warbler
STATUS
VU
VU
VU
CR
Crested Oropendola
Solitary Black Cacique
Forbe’s Blackbird
Unicolored Blackbird
Saffron-cowled Blackbird
Giant Cowbird
Pampas Meadowlark
CR
EN
VU
VU
VU
VU
PA9
VU
EN
EN
VU
EN
VU
VU
Yellow-faced Siskin
Violaceous Euphonia
Green-throated Euphonia
VU
VU
VU
NT
EN
*The scientific and popular nomenclature, as well as the filogenetic sequence, have followed the proposal of the Brazilian Committee for
Ornithological Records (CBRO, 2006). The subspecific names follow those proposed in the lists where they have been mentioned. Where
there has been divergence in the nomenclature used between the lists and the CBRO, the divergent name appears highlighted in brackets.
When the species was regarded as threatened by one list and only one of its subspecies was regarded as threatened by another list, the
subspecific name has appears highlighted between parentheses.
S - Status: EB – Endemic from Brazil (Sick, 1997; NatureServe, 2004; Olmos, 2005; Sigrist, 2006); VS – Seasonal visitor originating from the
South of the continent; VN – Seasonal visitor originating from the Northern hemisphere; VO – Seasonal visitor originating from areas West
of the Brazilian territory; VA – Roamer (an apparently irregular kind of occurrence in Brazil; it can be a regular migrant in neighboring countries, originating from the South [VA (S)], the North [VA (N)] or the West [VA (O)], or irregular on a wider level [VA]); D – Unknown status;
R# -Resident, but unconfirmed; Further resident species (CBRO, 2006); T – Species with taxonomic discrepancies between the lists (CBRO,
2006; SACC, 2006)
Source: 1: IUCN (2006); 2: IBAMA (2003); 3: Mikich & Bérnils (2004); 4: Machado et al. (1998); 5: São Paulo (1998); 6: Bergallo et al. (2000);
7: Fontana et al. (2003); 8: Espírito Santo (2005)
Caption: NT – Nearly Threatened; VU – Vulnerable; En – In Danger; CR – Critically Endangered; EW – Extinct in Nature; EX – Extinct; X – No
classification of threat.
Next to the family between parentheses: Total number of species in the family/ Total number of threatened species in the family, considering the primary and secondary CBRO(2006) list
Point of View
163
English
Estimated Loss of Natural Cover in
Upper Paraguay River Basin and the
Brazilian Pantanal
Mônica Barcellos Harris, MSc
• Director of the Pantanal Program of the Conservation International; current Corporate Partnership Manager,
Fauna & Flora International – FFI, Cambridge, UK;
Claudia Arcângelo
• SIG Expert of the Pantanal Program of the Conservation International;
Elaine Cristina Teixeira Pinto
• Expert in Protected Areas of the Pantanal Program of the Conservation International;
George Camargo1, MSc
• Biodiversity Analyst of the Pantanal Program of the Conservation International;
Mário Barroso Ramos Neto, Dr
• Manager of the Cerrado Program of the Conservation International; and
Sandro Menezes Silva, Dr
• Manager of the Pantanal Program of the Conservation International.
ABSTRACT
A study was conducted on the current situation of the original vegetation covering in the Upper
Paraguay River Basin (UPRB), including the Brazilian Pantanal and its neighboring area, using
MODIS satellite images. The results show that the situation is preoccupying, up to 2004 around 44%
of the natural area had been fully removed. Considering the 87 municipalities covered by the UPRB,
59 presented over half of their respective territories with natural cover area changed; 22 municipalities deforested over 80% of their territories and 19 municipalities destroyed over 90% of their natural cover. In the Brazilian Pantanal, the natural cover destruction until 2004 represented about 17%
of its original area, which corresponded to approximately 25,750 km2, with 11% of this amount only
in the State of Mato Grosso do Sul. Previous studies involving the Brazilian Pantanal revealed a deforestation rate of 0.46%/year between 1990–2000, but that reached 2.3%/year in this study. The
main cause is the expansion of grazing areas and related activities in the Pantanal. Based on such data, if the current natural cover destruction pace is kept, the Pantanal natural cover e will have disappeared completely in about 45 years.
Key words: threats, Cerrado, protection, deforestation, wetlands.
Basin (UPRB) covers approximately 600,000
km2 in South America, 363,442 km2 of which
are in the Brazilian territory. The Brazilian
Pantanal, fully inserted in the UPRB, is 147,629
km2, representing about 41% of the basin. The
region with headwaters of the rivers that make
up the UPRB occupies 215,813 km2, and is located in neighboring uplands, which represents 59% of the Basin area. That means an important portion of the central hydrographical
INTRODUCTION
The Upper Paraguay River Basin and the
Brazilian Pantanal
The Paraguay River headwaters are in the
Brazilian territory and its watershed covers
1,095,000 km2. The Upper Paraguay River
1
[email protected]
164
drainage of the South American continent being dependent on the UPRB (ANA et al., 2004).
The Brazilian Pantanal is considered the
world’s largest wetland and was declared as
Brazilian National Heritage site by the 1988
Brazilian Constitution, besides being the home
to areas of great international importance established by RAMSAR (the Convention on
Wetlands). In addition, it covers areas of
Biosphere Reserve, established by UNESCO in
2000 (Harris et al. 2005). For Olson et al. (1998),
the Brazilian Pantanal is a region of high relevance to conservation, which should be given
priority in regional programs and special attention, due to its vulnerability to the main impact vectors acting in the region.
covery of gold in Cuiabá attracted a high number of people to the region and, in the areas
surrounding the mines, sugar plantation and
mills, agriculture and cattle raising activities
were established, which strongly contributed
to the territory occupation. However, the
mines were exhausted in the 19th century and
the region kept abandoned for a long time (Por
et al., 2003). In the beginning of the 20th century, the region started to produce again with the
arrival of cattle raisers and the first industrial
activities in the Pantanal: the manufacture of
meat tablet and extract and leather hardening.
In the 50s and 60s, the caiman (Caiman yacare)
hunt was one of the most profitable activities
of the region, as the skins were exported to an
increasing international market. This activity
was responsible for the substantial reduction
of the caiman populations, and even with the
hunt prohibition, declared in 1967, the activity
actually stopped in the 80s, when the international market started to buy only legalized
skins (Verdade, 2004).
As it is located in a region of contact with different natural domains, such as the Cerrado
(Brazilian Savanna), the Amazon forests and
the Paraná River basin forests, as well as the
Bolivian chaco vegetation, the Pantanal’s fauna
and flora were constituted of and still depend
on elements of these biomes (Cartelle, 1994;
Mourão et al., 2004). The wildlife populations
in the Brazilian Pantanal are dynamic and
their migration from and to other regions is
strongly influenced by the climatic-hydrological oscillations that occur annually in the area.
The hydrological cycle and the river basin
changes, mainly represented by the alternations between dry and flood seasons, are environmental factors that ensure the high biodiversity and keep the ecological features of the
entire region (ANA et al., 2004; Harris et al.,
2005). In this context, Pantanal’s neighboring
areas, with the headwaters of the rivers that
compose it, contribute to the demographical
increase in the wildlife species in the lowland,
but also serve as refuges for the fauna during
unfavorable seasons, sheltering species that
migrate to avoid floods and climate extremes.
Still in the 80s, another gold exploitation cycle
brought millions of people to the region, mainly from the states of São Paulo, Santa Catarina,
Rio Grande do Sul and Paraná. At this time, the
expansion in agriculture attracted farmers from
several Brazilian places, encouraged by the low
prices of the lands (Por et al., 2003).
Nowadays, the regional economy is based on
beef cattle raising practiced extensively, once
the agriculture activities are not recommended
for the local lowland, mainly because of the periodic floods and poor soils. The agriculture
has been restricted to the uplands that surround the plainland, which has been an important vector of environmental degradation. In
general, the regional cattle raising activity does
not present specific environmental management, provoking soil destruction, mainly erosion and compacting, due to fires, opening and
deforestation for pasture (BRASIL, 1997). In addition, poor government inspections, combined with non-popularized legislation and the
absence of awareness programs on the environmental importance of the Brazilian
The human occupation in Pantanal
The human occupation process in the Brazilian
Pantanal started in the 17th century, with the
Bandeirantes2 from São Paulo State in search of
precious stones, precious metals and natives
(Costa, 1999; Por et al., 2003). In 1718, the dis-
165
English
Estimated Loss of Natural Cover in Upper Paraguay River Basin and the Brazilian Pantanal
Pantanal, allow predatory activities, such as illegal fishing and hunting, to become threats to
the fauna, mainly during reproduction periods
(Mourão et al., 2004).
many of them with relatively abundant populations. This diversity is lower if compared
to the Amazon and the Atlantic Forest
(Mourão et al., 2004; Camargo, 2003).
However, the Pantanal is one of the only
places in the world that shelter numerous
populations of globally threatened species,
such as the Hyacinth Macaw (Anodorhynchus
hyacinthinus), the giant otter (Pteronura
brasiliensis) and the Marsh Deer (Blastocerus
dichotomus).
The tourism activity has been increasing in the
last years in the UPRB region. The easy forms
of admiring the wild fauna in a relatively preserved place, and the beautiful sceneries of
Bodoquena and Maracaju mountains, as well
as the Pantanal traditional landscapes, are
great attractions to tourists, who have increasingly visited the region. Although the growing
tourism-related activities and great potential as
a source of revenue to rural owners, there is
still no installed infrastructure and use regulation to offer a quality and safe service to visitors, as well as suitable conservation of the natural sites. Bonito, the municipality located in
the south part of the Pantanal, is an exception
to that which offers a good installed infrastructure (Trevelin, 2003).
The globally threatened species in Pantanal
and in its neighboring Cerrado areas present
different ecological requirements. For example, the Giant Otters live basically in non-polluted rivers with fishes in sufficient number
to maintain their populations (Waldemarin,
2003). This species reproduction sites and
shelters are diverse, frequently in riverbanks
with preserved riparian vegetation. Then, the
greatest threats to this species are the excessive fishing activity associated with the riverbank erosion provoked by the water course
alteration and the vegetation removal, as well
as the water pollution. It illustrates the importance of maintaining UPRB’s natural land
cover and river vegetation types, as a basic
strategy for the biological diversity maintenance. Recent studies show that a loss may
occur of up to 25% of the birds species associated with the riparian forests in case of natural area destruction in the neighboring sites of
these forests, even if the riparian forests
themselves are kept intact (Machado, 2000).
The excessive reduction of areas with natural
vegetation can also provoke the extinction of
bird species unable to survive in small separate fragments, according to the study conducted by Hass (2002).
In the last years, several mining companies
have settled in municipalities located in the
UPRB (IBGE, 1998), with activities of strong visual impact that cause sediment build-up and
change the water courses, contaminating basins
with wastes of different kinds and collaborating
to erosive processes, resulting in alterations to
the region’s natural characteristics (Almeida et
al., 2003; Dias, 1994). This colonization processes, combined with the implementation of large
economic projects, such as Brazil-Bolivia gas
pipeline and the mining companies in the region of Corumbá, are gradually changing the
Pantanal landscape and its neighboring areas
(Fonseca et al., 1995). The vegetation destruction, mainly in the uplands where the headwaters of the rivers that constitute the Pantanal are
settled, has sped up the destruction of habitats,
and is the main cause of sediment build-up in
lowland rivers and intensified floods (Mourão
et al. 2004).
However, although the importance of the
Pantanal and its neighboring areas to maintain the river resources and protect the regional biodiversity is widely known, there are
few areas that ensure the UPRB protection.
Based on official data from the State
Department of Environment of Mato Grosso
do Sul (SEMA/MS) and the IBAMA
(Brazilian Institute of Environment and
Conservation of the Pantanal and the
Cerrado in its neighboring areas
The different terrestrial and aquatic sites of
the Pantanal enable high species richness,
166
Renewable Natural Resources), only 2.9% of
the UPRB and 4.5% of the Pantanal area are
protected by protected areas (PA).
Considering UPRB’s 363,442 km2, only 10,596
km2 are protected by integral protected areas
(19 public PA) and 34 private PA. In the lowland area that occupies the two states (147,629
km2) there are only five public PA and 16 private PA, totaling 6,757,99 km2. In the
Pantanal area located in Mato Grosso do Sul
State, there is just one public protected area:
the State Park of Pantanal do Rio Negro, still
in implementation phase, and that protects
only 0.5% of the Pantanal in this state.
tation types, the quality bands were eliminated and the values for the indexes and bands
were normalized. The classification process
was ‘non-supervised’, generating initially 50
classes. These classes were grouped and separated, using high resolution sensors, in vegetation remnants classes and non-remnant
classes. In doubtful cases about the spectral
answer, field visits were made to check the local outline adequacy within the considered
classes. About 60 field visits were required for
the validation. The vegetation remnant class
considered all native vegetation classes
(forests, cerrados, natural fields and wetlands)
and the non- remnant class considered the
utilization class (agriculture, cattle raising in
vegetation-covered pasture area, reforestations, urban areas etc.) and natural areas with
no vegetation (water courses).
The purpose of this study was to evaluate the
amount of natural cover area that has already
been removed in the Upper Paraguay River
Basin, including the Brazilian Pantanal, trying
to correlate the process to its causes, and suggest some actions that may mitigate its consequences, aiming at the region conservation.
The satellite information and the official information used in this study constitute the
best data available so far. However, considering the resolution of the satellite images,
which is not the most refined, and the limited
field inspection efforts, the results may present a certain error margin. For this reason, a
conservative attitude was adopted for estimating the natural vegetation, opting for the
classification as “remaining natural area”, in
case of a doubtful analyzed area, a procedure
that safely underestimated degraded areas,
mainly with field vegetation.
MATERIAL AND METHODS
Evaluation of the natural vegetation area using satellite images
The identification of the remaining vegetation
types was performed by the MOD13Q1
(MODIS/Terra Vegetation Indices 16-Day L3
Global 250m SIN Grid) equipment, which uses bands 1, 2, 3 and 7 (MOD09), as well as
NDVI and DVI indexes. MODIS (Moderate
Resolution Spectroradiometer) Sensor,
launched in 1999 with TERRA platform and
subsequently with AQUA platform (2002),
was configured to provide data on the land
biosphere, and uses 36 spectral bands, seven
of which are similar to ETM+ Sensor, then
providing global and continuous images each
two days, with spatial resolutions from 250 to
1,000 m. With a good temporal resolution
(daily imaging), the available products are
compositions of 16 or 32 days, available with
different correction levels. MODIS sensor is
easy to use, as the data is already georeferred
and its distribution is free of charge.
The differences in the utilization of MODIS
sensor for the land use classification and vegetal types are still being improved. Unlike
the clear answer that this sensor provides for
forests, the identification of targets with open
vegetation structure is still problematic,
mainly for the field areas, pastures with vegetation planted in certain periods, and, depending on the cultures, the agricultural areas. However, it is possible to operate this
sensor in areas with available information
from other sensors of higher spatial resolution, such as LANDSAT.
The UPRB area was covered by LANDSAT
ETMVII of 2002 (image and classification),
For the identification of the remaining vege-
167
English
which facilitated the target identification
process. Considering the pixel original size
(250 x 250 m = 6.25 ha), small areas - between
1 and 10 hectares – are difficult to be identified. The minimum adaptable size was considered as 50 ha, eliminating this way a very
large group of remaining areas, especially in
the region outside the lowland.
Pantanal lowland, the analysis of the satellite
images show that up to 2004 the UPRB’s natural cover corresponded to 161,845 km2, i.e.,
44.5% of the basin’s total area (FIGURE 1). In
the uplands, the original vegetation destruction reached 63% of its total area, and in the
Pantanal’s lowland this rate was around
17.5%. The destructed area in the UPRB is
larger than the total area of the Pantanal lowland, and such destruction is mostly in the
upland region (TABLE 1).
Licenses for vegetation removal
A search was conducted to analyze the licenses for the native vegetation removal issued
by the State Department of Environment of
Mato Grosso do Sul between 2002 and 2004,
published in the Government Official
Journal. Based on such data, a calculation was
made to estimate the annual legalized deforestation rate in the total area of the municipalities in this state covered by the UPRB and
the Brazilian Pantanal.
All UPRB area is in the Brazilian states of
Mato Grosso and Mato Grosso do Sul, 48%
and 52%, respectively. Most of the uplands is
located in the State of Mato Grosso (123,508
km2 - 57% of the upland region), while most
of Pantanal lowland is in the State of Mato
Grosso do Sul (95,958 km2 - 65% of the
Pantanal area).
Mato Grosso was the state that presented the
largest destroyed original vegetation area:
88,785 km2, i.e., 24% of the UPRB area. The
State of Mato Grosso do Sul has now 73,060
km2 of deforested area (20% of the UPRB
area). Considering the 161,845.98 km2 of
UPRB’s deforested area, 55% are in the State
of Mato Grosso and 45% in the State of Mato
Grosso do Sul (TABLE 2).
This searching addresses the causes and some
consequences of the native vegetation removal in the UPRB, and, based on some effects already observed in certain parts of the
region, some technical and political actions
are recommended.
RESULTS
Regarding the uplands, considering the
136,102 km2 destroyed until 2004, about 59%
are in the State of Mato Grosso and 41% in
Mato Grosso do Sul. These values represent
the loss of 37% and 26%, respectively, of the
natural cover area in the UPRB uplands.
UPRB’s states and municipalities
deforestation
Considering the UPRB’s total area of 363,442
km2, 215,813 km2 of which constitute the uplands and 147,629 km2 include the Brazilian
TABLE 1. Original vegetation area, destroyed area and original vegetation remaining in the Pantanal, upland and Upper
Paraguay River Basin, with their values in relation to the UPRB, Brazil
Original
vegetation
Pantanal
km
2
(% UPRB)
area
Total
Destroyed
Remaining
Upland
(%
km
2
(% UPRB)
Pantanal)
147.629
25.743
121.886
41
7
34
100
17
83
168
UPRB
(%
2
km
(%)
363.442
161.846
201.596
100
44
56
Upland)
215.813
136.103
79.7101
59
37
22
100
63
37
English
TABLE 2. Original vegetation deforestation in the States of Mato Grosso and Mato Grosso do Sul, Brazil, with the respective
proportions in the upland, Pantanal lowland and Upper Paraguay River Basin regions
Region
Deforestd
area
(km2)
UPRB (Upper Paraguay River Basin) 88.785
UPRB Upland Region
79.775
Pantanal Lowland - UPRB
9.010
Mato Grosso
Proportion
of UPRB
area
Proportion
of the total
deforested
area in UPRB
Deforested
area
(km2)
55%
59%
35%
73.061
56.328
16.733
24%
37%
6%
In Pantanal, the original vegetation removal
until 2004 represented around 17% of its total
area (about 25,750 km2; FIGURE 1), being 11%
in the Pantanal in Mato Grosso do Sul and 6%
in the Pantanal in Mato Grosso. In absolute
terms, Mato Grosso represents 35% and Mato
Grosso do Sul represents 65% of Pantanal’s
total deforested area.
20%
26%
11%
45%
41%
65%
Number of municipalities
24
21
18
15
12
9
6
3
The annual deforestation rate in the Pantanal
between 1990 and 2000 was estimated at
0.46% (see Silva et al., 1998; Padovani, et al.
2004). Between 2000 and 2004, this rate grew
to 2.3%/year, i.e., in only five years (2000 to
2004), the annual deforestation rate increased
five times if compared to the previous period
of ten years (1990 to 2000).
0
0-
%
20
21
-4
0%
41
-5
0%
51
-6
0%
61
0%
-7
71
-8
0%
81
Percent of deforested municipal area
Figure 2: Number of municipalities in the Upper Paraguay
River Basin, according to the deforestation percent classes
The Upper Paraguay River Basin area covers 87 municipalities, 53 in the State of
Mato Grosso and 34 in Mato Grosso do Sul.
In general, all these municipalities present
territories with high deforestation level.
Fiftynine municipalities present over 50% of
their ori-ginal vegetation with alterations
and only 28 of these municipalities present
between 12% and 49% of deforested area
(FIGURE 2). Twenty-two of these municipalities destruc-ted over 80% of their official
territories (FIGURE 2; FIGURE 3). Among
these, 19 municipalities of the two states
presented until 2004 over 90% of deforested
areas in their territories, being 15 municipalities in Mato Grosso and four in Mato
Grosso do Sul (FIGURE 3). Considering the
municipalities that constitute the UPRB,
25% of them have over 80% of deforested
Mato Grosso do Sul
Proportion
Proportion
of UPRB
of the total
area
deforested
area in UPRB
areas, 68% present deforestation over 50%
and only 5% (five municipalities) present
20% or less of deforested area.
Note that these percent estimates correspond
only to the territorial portion of the municipality in the UPRB, which may have a wide
variation, mainly in the municipalities in the
upland region.
Governmental licensing for vegetation
removal in the Mato Grosso do Sul portion
of UPRB
Between January 2002 and September 2004,
the State Department of Environment of Mato
169
0%
10
Figure 1: UPRB (UPRB Paraguay River Basin) and the Brazilian Pantanal, with the areas with original vegetation removal
170
Figure 3: Original vegetation destruction estimated per municipality constituting the Upper Paraguay River Basin, Brazil.
171
English
Grosso do Sul (SEMA/MS) issued 1,218 licenses for vegetation removal, which represented a total licensed area of around 2,506.57
km2 (TABLE 3). The municipalities with more
removal licenses are fully located in the
Pantanal lowland, such as Corumbá, Porto
Murtinho and Aquidauana (TABLE 3; FIGURE 4). The municipalities with more removal licenses are the same as those present-
ing deforested areas over 80% of the UPRB
territory.
DISCUSSION
The original vegetation area in the Brazilian
Pantanal destroyed between 2000 and 2004,
and calculated in this study, was of 3,395.5
km2 (2.3%), representing in this period a natural cover loss that is relatively lower than
TABLE 3. Municipalities and their respective licensed areas for deforestation and respective number of licenses issued between
January 2002 and September 2004 (only municipalities of Mato Grosso do Sul that constitute the Upper Paraguay River Basin, Brazil)
Municipalities
Corumbá
Porto Murtinho
Aquidauana
Ribas do Rio Pardo
Camapuã
Caracol
Miranda
Bonito
Campo Grande
Rio Verde de Mato Grosso
Bela Vista
Sonora
Coxim
Costa Rica
Nioaque
Anastácio
Corguinho
Alcinópolis
Terenos
Jaraguari
Dois Irmãos do Buriti
Pedro Gomes
Maracaju
Jardim
São Gabriel do Oeste
Bodoquena
Sidrolândia
Bandeirantes
Antônio João
Rio Negro
Guia Lopes
Ponta Porá
Rochedo
Ladário
Total
Area Licensed for Deforestation (km2)
342.49
283.10
218.73
211.00
159.21
144.87
130.30
120.93
100.43
88.58
78.90
67.21
61.67
60.18
56.23
49.42
42.86
35.71
33.15
28.97
24.12
24.05
22.56
21.42
18.76
17.34
17.26
13.07
10.21
9.25
7.07
4.70
2.12
0.69
2,506.57
172
Number of Issued Licenses
66
102
70
105
132
53
39
75
55
37
41
12
18
58
43
30
29
25
42
21
15
6
15
18
19
13
25
16
6
13
10
6
2
1
1218
Figure 4: Original vegetation destruction estimated per municipality constituting the Upper Paraguay River Basin, Brazil, in the
State of Mato Grosso do Sul and the respective licensed area for deforestation between January 2002 and September 2004.
173
English
the values estimated to other Brazilian biomes, such as the Amazon, Cerrado and the
Atlantic Forest.
area in the Pantanal reached 12,182 km2,
which corresponds to 8.8% of Pantanal’s total
area. Considering this deforested area, about
35% of the area was located in Mato Grosso
State and 65% in Mato Grosso do Sul State,
the last one with the largest area covered by
the Pantanal lowland.
In the Amazon region, where the INPE
(Brazilian Space Agency) has monitored the
deforestation since early 90s, the deforested
area between 2001 and 2002 grew from 18,166
km2 to 25,476 km2, one of the highest values
since the monitoring implementation. The
main causes include the wood extraction, the
soybean culture expansion and the infrastructure implementation, with highly concentrated benefits and elevated social costs
(Margulis, 2003).
The highest deforestation rates observed per
municipality in the UPRB mostly indicate
municipalities whose territories are in the upland portion, which can be explained by the
pressure to change these areas in agriculture
and cattle raising sites. When compared to
data obtained by Silva et al. (1998), some municipalities keep as those with the largest deforested areas, such as Rio Verde de Mato
Grosso and Porto Murtinho, the latter almost
fully located in the Pantanal lowland.
Padovani et al. (2004) confirm this trend in
the municipalities referred to above, also including Coxim, with areas both in the lowland and in the neighboring upland, and
which is pressured by the agricultural and
cattle raising activities.
In the Cerrado region, the study conducted by
Machado et al. (2004) showed that until 2002
about 55% of the original area had already
been altered. A calculation based on the average values of three studies on the altered
Brazilian Cerrado area indicates the annual
deforestation rate of around 1.1%, which,
when considering the remaining area and the
current extension of protected areas, would
lead to the total destruction of the Cerrado region until 2030.
The municipalities of Miranda and
Bodoquena, in Mato Grosso do Sul, and
Cáceres in Mato Grosso, show a preoccupying trend. The latter only was among those
that Silva et al. (op. cit.) indicated as having
relatively high deforestation values in
1990/91, with the others among those with
the lowest deforestation rates. Currently, the
three of them are among those between 40
and 60% of destroyed original vegetation
area, tending to increase due to the number of
deforestation licenses issued and the areas licensed for vegetation removal by the State
Department of Environment of Mato Grosso
do Sul. The municipality of Miranda, for
instance, had between 2002 and 2004 the total
licensed area of over 130 km2.
Regarding the Atlantic Forest, the deforestation monitoring has been performed systematically since 1990 (SOS Mata Atlântica /
INPE, 2002). The deforested area in the last
period analysis (1995-2000) is of 4,032.53 km2,
and reminding that there are still only about
7% of the remaining forest, mostly in protected areas and in by law permanent preservation areas (SOS Mata Atlântica / INPE, 2002).
For the Pantanal, the study conducted by
Silva et al. (1998) showed that until 1990/91,
only 3.9% of the area were deforested, as the
result of the regional hydrological system
that, due its flooding cycles, regulating the
life rhythm in Pantanal, and naturally protecting it against the expansion of agricultural activities. In the referred study, only the
Pantanal lowland area was considered, unlike this present study, in which all the Upper
Paraguay River Basin (UPRB) was analyzed.
The study conducted by Padovani et al.
(2004) concluded that in 2000 the deforested
According to Machado and collaborators
(2004), between 1985 and 1993, the loss of the
Cerrado biome area was in average 1.5% a
year. Based on this rate, it would be expected
to see the UPRB and the Pantanal lose about
5.500 km2 a year. The high deforestation rate
174
in Pantanal (2.3%), combined with the number of licenses issued by the SEMA/MS, indicates that a great part of the deforestation
process is legally supported by the state government. In Pantanal, the mostly deforested
municipalities (deforested area over 80%) are
those with the largest areas licensed for deforestation, such as Corumbá, Porto
Murtinho and Aquidauana.
preoccupying. The immediate impact of original vegetation destruction, with the elimination and reduced habitats quality, is biodiversity loss. The original vegetation destruction makes the soils more susceptible to
degradation, with lixiviation of nutrients, alteration of their physical properties and contamination caused by agrochemical products
(Rodrigues & Filho, 2001). The hydrological
processes changed due to the vegetation
destruction affect the dry and flood cycles,
and are greatly responsible for all the biological richness in the Pantanal’s region.
Comparing the results presented to socioeconomic indicators of Corumbá, the municipality with the largest area in the Pantanal lowland, for instance, it is noted that, although it
has had increased cattle raising activity in the
last years, the Human Development Index
(HDI) has kept practically the same: 0.723 in
1991 to 0.771 in 2000 (IBGE – www.ibge.gov.br;
PNUD – www.pnud.org.br). About 75% of
Corumbá’s area are occupied by pastures,
many of them still using the extensive handling system, which is characteristic of the region. Corumbá is one of the municipalities
that presented increased heat islands between
2002 and 2004, probably resulting from burns
for opening new grazing areas. Porto
Murtinho, fully located in the Pantanal lowland, presents a situation that is similar to
Corumbá, but lower number of heat islands
within the considered period. The same occurred with Aquidauana, where the occupation by bovine cattle is between 75 and 100%
of the municipal area, over the numbers for
Corumbá and Porto Murtinho.
The State Department of Environment of
Mato Grosso do Sul (SEMA/MS) and IBAMA
admit structure and staff limitations to monitor the actions. Additionally, although we
have the Ministry of Environment - MMA
(MMA, 2002) working to increase the amount
percent of protected areas in Pantanal and
Cerrado (today the protected areas represent
2.9% of the UPRB original area and only 1.6%
of the lowland portion), the Ministry of
Agriculture works with a perspective of using
additionally over one million square kilometers for agriculture expansion, which will certainly speed up the deforestation process in
UPRB and Pantanal. The greatest threat to the
UPRB in general, and specifically the
Pantanal, is the change of its natural environments into exotic monocultures, such as the
soybean and pastures, besides the activities
associated with the resulting activities, as the
vegetal coal companies.
Harris et al. (2005) reported the loss of habitats as one of the main threats to the Pantanal,
caused by the original vegetation destruction,
especially due to agriculture and cattle raising activities. Practices associated with the
agriculture and cattle raising, such as the introduction of exotic foraging species and the
use of fire in pasture renewal, enhance this
impact. Besides, the deforestation in the
Cerrado regions located in the headwaters has
provoked erosion and sediment build-up in
rivers, changing the river flows and hydrological systems in the Pantanal, with negative
consequences for the regional biodiversity.
The present situation of UPRB is critical and
Information obtained from the IBGE’s database
(Sidra – available in http://www.ibge.gov.br)
indicates that the area occupied by the soybean
culture has dramatically increased in the country. According to an agribusiness statistical
yearbook of 2003, even considering that the
technology has increased the productivity,
which augmented from about 2,5 tons per
hectare in 1995 to 2,9 tons per hectare in 2002,
the planted area has increased in a much
higher proportion. The area dedicated to the
soybean plantation has practically doubled,
indicating that at this moment, the market
may be attracting more people for the activi-
175
English
ty (Dias, 1994). Otherwise, traditional cultures in the region, as the manioc, associated
with small properties, have declined along
the time.
steel industries in Mato Grosso do Sul and
Minas Gerais (Corrêa e Oliveira, 2005).
The present economic development method
adopted by the state government, which aims
at implementing in the Pantanal lowland and
neighboring area large infrastructure of power production, mining and steel exploitation
and production, has not found any obstacle in
the different sectors of the society, except for
the non-governmental organizations that are
involved in the social and environmental issues. There is a clear perception in this sector
that, if the economic development projects
are implemented in the Pantanal, without the
proper environmental precautions, the hydrological processes will be seriously affected
in a short term, and consequently, disturbing
the regional climatic stability. In the medium
term, an irreversible loss of biodiversity is estimated to occur, as a result of natural area
conversion into plantation areas for the power supply and the migration of local wild
populations, leading to regional and even
global extinctions.
The cattle raising, still the main activity, presented a growth in 2003 of 5.5% if compared
to the previous year. The Brazilian Midwest
region has the country’s largest bovine cattle
(69,9 millions of animals), with growth of
6,59%, above the national average States of
Mato Grosso do Sul and Mato Grosso are the
main cattle raisers, concentrating respectively
12.8% and 12.6% of the Brazilian cattle. Nine
out of ten Brazilian bovine cattle groups are
in municipalities belonging to the Midwest region. Corumbá (in Pantanal) and Ribas do Rio
Pardo (in the upland region of the UPRB), both
in Mato Grosso do Sul, are the main regional
producers. Also ranking among the ten greatest
producers are the municipalities of Cáceres,
Camapuã and Aquidauana, all located in the
UPRB areas (available in www.ibge.gov.br).
Another factor that threats the region is the
activity of the vegetal coal companies, which
has expanded very fast in the Pantanal region
in Mato Grosso do Sul. This activity is closely
associated with cattle raising, as part of the
vegetation destruction in the Pantanal is a result of partnerships between farmers, who
are interested in expanding the grazing area,
and owners of vegetal coal companies, who
need wood to run their businesses. SEMA/MS is trying to regulate this type of activity in the region, but its technicians admit
that the monitoring structure is insufficient to
solve the irregularities which many times go
beyond the environmental level and include
social and labor levels. It is estimated that
there are about five thousand vegetal coal
companies operating in Mato Grosso do Sul.
In six cities in Pantanal only, there are today
28 vegetal coal companies in regulation
process. Just in one coal company near
Aquidauana River, in a region of bays and
flooded areas, there are 46 active furnaces and
106 people employed, producing monthly the
average of 3,000 m? of coal, enough to fulfill
thirty haul trucks. The production goes to
CONCLUSIONS AND
RECOMMENDATIONS
Crosschecking the vegetation destruction information with IBGE data, regarding the increase in bovine cattle raising and agricultural activities, the heat islands, and the Human
Development Index (HDI), allows concluding
that the expansion in the cattle raising activity is related to the increased deforested area
in the Pantanal lowland. In Pantanal’s neighboring region, the upland with the main
headwaters that run to the lowland, there has
been an increase in the cultivation area (cotton, sugar, corn and soybean – IBGE –
www.ibge.gov.br), which appears as the main
factor of original vegetation destruction or alteration.
The results presented in this study indicate
that the native vegetation condition in the
UPRB is seriously affected, particularly due
to the increased human occupation pressure,
combined with the absence of criteria and
176
monitoring for the deforestation licenses issued by the government. The results herein
presented show that, if the deforestation rate
is kept at 2.3% a year, within a little more than
45 years the original vegetation area of the
Pantanal will be completely destroyed
and/or changed in such way that it will be
improbable to restore the climatic-hydrological complex, the exuberance of the waters and
rich regional biodiversity.
UFMT (Federal University of Mato
Grosso) and EMBRAPA Pantanal in 2005;
3 Create RAMSAR sites in the Brazilian
Pantanal region, providing the proper
recognition to the region, for its intrinsic
characteristics, mainly considering that it
constitutes the world’s largest floodable
lowland and that it shelters several
species that are threatened by extinction
at both national and global levels;
The present situation reveals that the public
policies adopted for the UPRB region, including the Pantanal region, are far from the real
conservation needs and sustainable use of
such heritage, added to evident public sector
ineffectiveness in complying with the existing
regulations. Based on all these arguments
presented in this study aiming at protecting
this natural heritage, it is recommended to:
4 – Integrate the policies of conservation and
use of natural resources from the States of
Mato Grosso and Mato Grosso do Sul,
adapting the legislations and promoting
joint efforts for licensing, monitoring and
protection in the UPRB and Pantanal area,
Promote the multinational integration
with the other involved countries, particularly Bolivia and Paraguay, recognizing
them as important agents for the elaboration of a common conservation and sustainable development strategy;
1 – Align the actions from the different levels
of the public sector (municipal, state and
federal), in order to define public policies,
regulations and criteria of rational use
that consider the ecological fragility of
Pantanal and its neighboring area, understanding all this area as a group of interdependent landscapes that need a differentiated attention. Recent occupation experiences in other regions of the country,
and even in the same region, show that
the costs to recover degraded areas are
much higher than the costs needed for the
adoption of preventive measures;
5 - Implement a system of protected areas that
is representative regarding the main landscapes of the area, aiming at protecting at
least 10% of the region and complementing the efforts dedicated by the civil society to create the private protected areas
in the region. This strategy should necessarily include the creation of a structure
with protected areas of full protection and
sustainable use, the latter complementing
the first ones mentioned before, in order to
ensure core areas where the maintenance
of natural fauna and flora populations is
ensured. In this sense, it is a priority to ensure the prompt operation and management of the protected areas that have already been created;
2 – Revise the existing legislation regarding
the permanent protection areas and legal
reserves for the UPRB region, considering
that the region specifications demand a
properly adapted legislation and that it
takes into account the area’s hydrological
and biological rhythms, particularly in the
Pantanal. This subject was discussed in
the workshop “Bases Técnico-Científicas
para uma Política de Áreas Úmidas para o
Pantanal” (Technical and Scientific Bases
for a Wetland Policy to the Brazilian
Pantanal), promoted by the CPP (Pantanal
Research Center) and organized by the
6 - Establish the creation and maintenance of
a fund for the Pantanal and UPRB conservation, which can be used for implementation and operation of the protected
areas, for maintenance of the traditional
and low-impact activities (extensive cattle
raising, manioc plantation, etc.), and for
177
English
the ecological tourism regulation. Among
other actions, it is also recommended to
comply with the guidelines established in
the planning for the Upper Paraguay
River Basin (PCBAP, 1997);
gresso/ABIOTICOS/ALMEIDA-055.pdf.
Acessado em 25/01/2006.
ANA – Agência Nacional de Águas. 2004.
Implementação de práticas de gerenciamento integrado de bacia hidrográfica para o Pantanal e a
Bacia do Alto Paraguai: programas de ações estratégicas para o gerenciamento integrado do
Pantanal e Bacia do Alto Paraguai. GEF.
Relatório Final. Brasília. 513 pp.
7 – Obtain the public sector permanent commitment in terms of licensing and monitoring projects that impact the UPRB region, analyzing them deeply and based
on technical, scientific, social, economic
and environmental criteria, checking their
real implementation and operation need;
BRASIL. 1997. Plano de conservação da Bacia do
Alto Paraguai – PCBAP: Projeto Pantanal,
Programa Nacional do Meio Ambiente - PNMA. Brasília: Ministério do Meio Ambiente,
dos Recursos Hídricos e da Amazônia Legal,
v. 3, t. 7.
8 – Elaborate a comprehensive environmental
restoration program in areas already degraded, and that do not comply with the
existing legislation, ordering the people
or organization in charge of the degradation to financially assume this process, involving civil society different sectors in
the technical support for the execution of
such actions.
Camargo, G. 2003. Riqueza e diversidade de
morcegos no Pantanal Miranda-Abobral, Mato
Grosso do Sul. Dissertação de mestrado.
Universidade Federal de Mato Grosso do Sul,
Campo Grande. 67 pp.
Cartelle, C. 1994. Tempo passado: Mamíferos do
Pleistoceno. Belo Horizonte: Editora Palco.
132 pp.
ACKNOWLEDGEMENTS
Corrêa, H. & Oliveira, E. 2005. Carvoarias ilegais
avançam sobre o Pantanal. Matéria publicada no
jornal Folha de São Paulo, 11/12/2005, C4.
We are especially grateful to Dr. Alexandre
Raslan, justice prosecutor of Mato Grosso do
Sul, who systematically collected the information on licenses for deforestation published in the D.O.U. and our partners at the
OIKOS – Social and Environmental Work
Cooperative - who compiled all these information. We would also like to thank Carlos
Firkowski, Marc Dourojeanni and an anonymous reviser for the critical reading and valuable recommendations to the final document.
Costa, M. F. 1999. História de um país inexistente: o Pantanal entre os séculos XVI e XVIII.
Kosmos. São Paulo. 277 pp.
Dias, B.F.S. 1994. A conservação da natureza.
In: Cerrado: caracterização, ocupação e perspectivas. M.N. Pinto (org.). 2a edição. Brasília
Editora Universidade de Brasília. Pp: 607-663.
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Enfoques interdisciplinares para a conservação de biodiversidade. In: Fonseca, G.A.B.;
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179
English
Appraisal of the age of the trees used as
nests by the Hyacinth Macaw in the Pantanal,
Mato Grosso.
Antônio dos Santos Júnior, MSc1
• Postgraduate Program on Ecology and Conservation
Mato Grosso do Sul Federal University - UFMS
Iria Hiromi Ishii, Dr
• Mato Grosso do Sul Federal University – UFMS – Corumbá Campus
Neiva M. R. Guedes, Dr
• Coordinator of Arara Azul Project
University for the Development of the State and Pantanal Region - UNIDERP
Fernando Lara R. de Almeida
• Biological Sciences undergraduate
Mato Grosso do Sul Federal University – UFMS – Corumbá Campus
SUMMARY
Sterculia apetala, is a key species for Hyacinth Macaw conservation, as 94% of this bird’s nests are
found in this tree species. Our goals were: (1) to determine the growth rate of S. apetala, (2) to estimate the age of the trees that have nest-cavities of Arara Azul2 Project and (3) provide subsidies to
the Hyacinth Macaw conservation plan in Brazilian Pantanal. The area studied comprised ridge
Semidecidual Forests in farms in the sub-regions of Miranda, Aquidauna and Nhecolândia, Mato
Grosso do Sul. The methods used in this study were analyses of annual growth rings, or dendrochronology, in trees that are already used as Hyacinth Macaw for nests. It was observed that the
nests are in trees over 60 years of age. Considering the age of the trees that shelter cavities and their
frequent loss, there is a trend towards the reduction of availability of natural nests for the Hyacinth
Macaw during the next decades, making the bird dependent on the provision of artificial reproductive sites that are made available by conservation projects.
Key words: Hyacinth Macaw, nest-cavities, conservation, Brazilian Pantanal, Sterculia apetala.
INTRODUCTION
ting from cattle raising activity, inferred from
the different densities of young manduvi individuals in areas without cattle, with cattle during six months/year and with cattle during
twelve months/year. This study has shown that
the density of S. apetala seedlings was inversely
proportional to the duration of the cattle presence, a fact that can be the result of herbivory
or cattle stepping on seedlings, and/or fires,
during the drought (Padovani et al., 2004). All
these factors could interfere in the structure and
dynamics of S. apetala populations, in such a
way that studies investigating it in isolation
should be carried out (Guedes, 1995).
Sterculia apetala (Jacq.) Karst, known as manduvi in the Pantanal (Pott and Pott, 1994) is a deciduous tree, of fast growth, large size and
tropical distribution, composing the dossel or
emergent stratum (Janzen, 1972; Cristóbal,
1983). In the Pantanal, manduvi grows in natural fragments of non flooded semidecidual forest (Ratter et al., 1988). Johnson et al. (1997)
point out that S. apetala has been suffering from
inadequate environment management, resul1
[email protected]
180
The plant populations have their structure
and dynamics affected by herbivores,
pathogenous or by changes to the habitat due
to human activities, or by association of these
factors (Harris et al., 2005). Various studies
have been shown the great impact of herbivorous mammals on plant species (Crisp e
Lange, 1976; Gómez et al., 2003).
Sterculia apetala is an important species for a
significant portion of the Pantanal fauna.
During the drought that assails the
Pantanal, when there is an apparent lack of
food, the seeds from this tree are excessively consumed by various animals, such as
macaws, monkeys and rodents, due to the
high level of macronutrients they contain
(Chaves et al., 2004; Lorenzi, 1998; Pott and
Pott, 1994). Approximately 17 species of
birds use the cavities in the trunks of S.
apetala as a reproduction habitat, for example, the Collared Forest Falcon and the Red
Macaw (Guedes, 2002). However, the main
reason for the development of investigations about the ecolo-gical relations of the
manduvi is the fact that this tree is a key
species for Hyacinth Macaw (Anodorhynchus
hiacinthynus) conservation. In the Pantanal,
94% of this bird’s nests are located in cavities in the trunks of individuals of S. apetala
(Pinho and Nogueira, 2003; Guedes, 1993)
(FIGURE 1) .
Figure 1. A Hyacinth Macaw couple (Anodorhynchus
hyiacinthinus) occupying a nest-cavity in a trunk of
Sterculia apetala. Caiman Farm, sub-region of Miranda.
Photograph: Luciano Candisani (Archive Arara Azul
Project / UNIDERP).
serving as indicators of sustainability for economic enterprises in Pantanal. Thus, the characterization of the factors affecting reproduction and recruitment both of the Hyacinth
Macaw and S. apetala and the interaction between these species, will be the foundations
for discussions on how the economical activities should be developed so that the biodiversity at the Pantanal region is conserved.
The Hyacinth Macaw is the largest representative of the Psittacidae family, reaching
a height of over a meter. They are sociable
birds, with sedentary populations that can
make small daily migrations for feeding
and/or reproduction (Guedes, 1993). It is a
bird species that is endangered with extinction (Nunes et al., 2006) and the main factors pointed out as causes of its populational decline are the capturing of individuals
for illegal trade of wild animals and environment degradation by fires or deforesting
(Guedes, 2002).
Cavities in trees constitute a limiting resource for birds that use them for nesting.
The reduction in their availability, due to
the loss of mature trees with natural cavities
or with a size that is sufficient for its building, can result in low recruitment rates and
gradual reduction of their populations. For
instance, the Australian psittacid Polytelis
swainsonii, a species vulnerable to become
extinct, depends on cavities in trunks and
The relationship between Hyacinth Macaw
and S. apetala is particularly interesting, as
both species are sensitive to human activities,
181
English
Appraisal of the age of the trees used as nests by the Hyacinth Macaw in the Pantanal, Mato Grosso.
branches of Eucalyptus spp. trees for its reproduction. However, the areas of remaining forests where they occur are being removed to be replaced by soy plantations
(Manning et al., 2004). In Europe, two
species of woodpeckers (Dendrocopos leucotos
in Finland and Dendrocopos major in
England), who reproduce in cavities of senile or dead trees, have their populations
threatened with extinction due to forest
management done by man, replacing mature oak (Quercus spp.) forests by conifer
forests for commercial exploitation (Smith,
1997; Virkkala et al., 1993).
MATERIALS AND METHODS
Sampling was made at the following locations: (1) Santa Emília Farm (19º30’24”S –
55º36’00”W), base of studies of the University
for the Development of the State and the
Pantanal Region – UNIDERP, Aquidauana
sub-region; (2) Caiman Ranch (19º56’23”S –
56º14’26”W), a cattle and ecotourism farm,
field base of Arara Azul Project, Miranda subregion; 3) Nhumirim Farm (19º00’52”S –
56º38’38”W), research base of EMBRAPA
Pantanal and neighboring properties,
Nhecolândia sub-region (Silva & Abdon,
1998) (FIGURE 2). In all areas the sampling
was done on ridges with presence of
Semidecidual Seasonal Forest; further environment descriptions are found at Ratter et
al., 1988; Silva et al., 2000; Salis, 2004.
Similarly, the Hyacinth Macaw population
could be reduced to critical levels due to the
lack of a proper number of sites for nidification (Guedes, 1995). Thus, studies on the minimum age of S. apetala adult trees to have
nest-cavities for the Hyacinth Macaw are important, as they will provide information on
the present and future cavity availability,
through forecasts on the dynamics of their
populations (Garcia et al., 1999; Hutchings,
1997; Boot and Gullison, 1995).
According to the climactic classification of
Köppen, the Pantanal has a tropical sub-humid climate (Aw), with yearly average of
around 1,100 mm of rain, with the rainy season
from October to March and being relatively
dry from April to September. The average
annual temperature is 26 ºC, and sporadic
frosts may occur (Soriano, 1997; Cadavid
García, 1984). Such characteristics of the
Pantanal plains climate induce the formation of
annual growth rings in tree species, be it due to
the excessive flooding (Ishii, 1998), or due to
the lack of availability of water (Worbes, 1989).
The existence of environmental factors that
annually limit tree growth in the tropics, such
as drought (Fahn et al., 1981), periodic flooding (Ishii, 1998; Worbes, 1989) and photoperiod (Cardoso, 1991), induce the formation of
annual growth rings (Schweingruber, 1988).
Thus, adopting techniques derived from dendrology it should be possible to determine the
tree’s age. Applying dendochronological
techniques in S. apetala that shelter nest-cavities of A. hyacinthinus, the age structure of its
population can be characterized. Based on
this information, suggestions for management of the tree population could be proposed to provide a satisfactory offer of nestcavities for the Hyacinth Macaw.
At each of the working sites, S. apetala adult
trees have been sampled. The sampling
sought trees which had nest-cavities registered by Arara Azul Project and other nearby
trees, both smaller and larger in diameter than
the nest-trees. In all sampled trees the diameter was measured at chest height (DAP) (1.30
m from the ground) with a diameter tape.
For a macroscopic description of the growth
rings, six S. apetala trees were sampled, according to the destructive method presented
by Worbes (1989), observing the IAWA
Commitee (1989) recommendations. Only
trees with registered cavities, used by the
Hyacinth Macaw and monitored over the
The goals of this study were: (1) to determine
the growth rate of S. apetala, (2) to estimate
the age of the trees recorded by Arara Azul
Project that have nest-cavities and (3) to provide subsidies to the Hyacinth Macaw conservation plan in Pantanal.
182
BRAZIL
Nhumirim Farm
Santa Emília Farm
Caiman Farm
Farm
Pantanal of Nhecolandia
Pantanal of Abobral
Pantanal of Miranda
Pantanal
Figure 2. Situation of the sampling sites on Pantanal plains. Adapted from Silva & Abdon 1998.
Picture editing by Macieira, A. (Instituto Arara Azul).
past few years, but which broke at the nest
height, were sampled using the destructive
method. These trees broke at the height of the
nest-cavity after storms, gales or deforesting,
making their occupation by the Hyacinth
Macaw unfeasible (Guedes, 2002). To confirm
the existence of annual growth rings, in three
of these six trees the cambial lesion method
was applied, which consists in the removal of
part of the tree’s bark, a technique known as
Mariaux window (Déttienne, 1989). All the
collected samples are in the wood sample collection at the COR/UFMS Herbarium.
Pressler increment borer (Worbes et al. 2003),
for the trees average radial growth rate calculation, taking the sample radius divided by the
number of tree growth rings (age), as follows.
TC = Rm/I
RESULTS
Sterculia apetala wood presents brown-reddish heartwood, distinct from the light yellow sapwood. The growth rings are distinct
and individualized by marginal terminal
parenchyma. The lesions provoked in the
cambial tissue clearly show the formation of
only one growth ring during the year in the
three S. apetala sampled trees.
The average annual radial growth rate of S.
apetala trees in the investigated sub-regions
are shown on TABLE 1. With this data, it can
be noted that S. apetala growth is different
among the investigated sub-regions (ANOVA; N=52; gl=49,2; F=15.465; P<0,001). The
Despite being a destructive method, which
demands time, it is considered one of the
safest in studies, having been successfully
used in trees of Pantanal floodable riparian
forests (Ishii, 1998).
Later, for the growth ring limit definition, another 46 S. apetala trees were sampled using the
non-destructive method, which employs the
183
English
growth differences can be explained either by
the variation of the soil quality between
(Adámoli 1982) and within the sub-regions
(Salis 2004) or by other growth-limiting abiotic factors, which suffer spatial and temporal
variations, such as the pluviosity difference
between the sub-regions, which affects the
flooding pulse regime (Junk and Silva 1999),
reflecting the height and period of flooding.
The manduvi, which is a kind of tree that
grows on eutrofic soil spots (Ratter et al.
1988), has its growth strongly influenced by
this spatial variation. The age and diameter
data relating to the nest-trees registered in
each region are shown on TABLE 2.
Comparing the nest-trees growth response, it
is possible to observe that in the Nhecolândia
sub-region the trees are older and have a
smaller diameter, while the trees in Miranda
sub-region, on the other extreme, are
younger, presenting a larger diameter. In the
Aquidauana sub-region the youngest nesttree was found, 69 years old. General linear
models generated for each sub-region from
the sampled trees age, given in number of
growth rings, due to the DAP size, have a
high predictive power, explaining 97% of the
variation in Miranda (FIGURE 3), 87% in
Aquidauana (FIGURE 4) and 68% in
Nhecolândia sub-region (FIGURE 5).
DISCUSSION
TABLE 1: Average Radial Growth Rate, in milimeters, of 52
S. apetala trees in the investigated sub-regions of
Pantanal in Mato Grosso do Sul State
SUB-REGION
Aquidauana
Miranda
Nhecolândia
Total
N
19
14
19
52
The nests registered by Arara Azul Project are
distributed in adult trees, aged 60 and over.
Guedes (1995) explains that 5% of S. apetala
trees which shelter nests used by the
AVERAGE (mm) + SD
3.58±0.61
3.81±0.48
2.97±0.35
3.44
Where: N: number of trees sampled;; SD: standard deviation
SUB-REGION
Miranda
Miranda
Miranda
Miranda
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Aquidauana
Nhecolândia
Nhecolândia
AGE (YEARS)
96
74
71
89
107
72
83
104
97
83
69
96
114
86
Age (Numbers of growth rings)
TABLE 2 – Age and diameter of S. apetala trees registered
as reproduction sites by Arara Azul Project in the sub-regions investigated in Pantanal.
DAP (cm)
105
77.9
74
98
85.5
76
73
106.5
73
73
62.5
90
91
78
Diameters at chest height (cm)
Figure 3. Linear regression model of the age due to the
size of the trunk diameter at chest height, at 1.3 m from
the soil, for Sterculia apetala trees in Miranda sub-region,
Pantanal, Mato Grosso do Sul State (GLM; N=14; gl= 13;
F=463,845; r2= 0,975; P=0,0001; y=0,8209x+10,609).
Where: DAP diameter at chest height, approximately 1.30
m from the floor surface.
184
Hyacinth Macaw are lost every year due to
fires, deforesting or storms. This phenomenon can have as a serious secondary effect on
the Hyacinth Macaw population depression
in Pantanal, due to reduced offer of reproduction sites, compromising this bird’s population recruitment. Thus, the structure of the
various populations of S. apetala must be investigated with the goal to confirm their status of conservation, evaluating whether the
recruitment of new individuals is occurring,
and in case of negative or unsatisfactory recruitment, it becomes urgent the development of a program for management and conservation of the habitats of occurrence of S.
apetala and, consequently, the reproduction
site conservation used by the Hyacinth
Macaw in the Pantanal.
the soil, for Sterculia apetala trees in Aquidauana sub-region, Pantanal, Mato Grosso do Sul State (GLM; N=19;
gl= 18; F=122,88; r2= 0,87; P=0,0001; y=0,9658x+5,7373).
Based on the growth of S. apetala trees in
Pantanal and on the recruitment age of new
trees capable of providing nest-cavities, only
after approximately 60 years will the trees be
able to house nest-cavities for Hyacinth
Macaw, if the deforested areas recomposing
could be done. In the meantime, management
actions such as those made by Arara Azul
Project will be important for the Hyacinth
macaw population maintenance in Pantanal.
Regarding the linear adjustment models,
Boninsegna et al. (1989), studying diameterage relations with tropical trees species, in
Misiones, Argentina, obtained for Cedrela
fissilis a high coefficient of correlation (r=0,87;
N=13). Only the coefficient established for a
similar relation investigated here to S. apetala
in Nhecolândia sub-region was less than this
value.
Thus, it can be observed that the generated
linear models show great ecological applicability. This is because they allow the age range
forecast when a certain S. apetala tree, in one
of the appraised populations, will present
conditions to provide nest-cavities for the
Hyacinth Macaw, despite an increase in the
variation of the data as the trees grow bigger,
which could be the effect of the big tabular
roots that S. apetala develops to support itself
the soil, for Sterculia apetala trees in Nhecolândia sub-region, Pantanal, Mato Grosso do Sul State (GLM; N=19;
gl= 18; F=36,429; r2= 0,682; P=0,0001; y=0,635x+36,933).
185
English
with the age increase. These, many times, appear at over two meters of height in the main
trunk, affecting the real trunk diameter measurement. To reduce this effect, it is suggested
that subsequent studies should describe the
size of S. apetala trees, adopting more refined
techniques, such as Principal Components
Analysis (PCA), which extracts from the individuals size measurements the axis for higher
explanation. Despite this discussion, the generated models provide subsidies for studies
on the ecology and management of S. apetala
populations, which can compose the conservation plan for the Hyacinth Macaw in
Pantanal.
0.045 nest/100 hectares) (Pinho e Nogueira,
2003). For the Nhecolândia sub-region, the estimated density is even lower, where an active Hyacinth Macaw nest is expected to be
found at every 4,800 hectares (or 0,021
nest/100 hectares) (Guedes, 1993).
Proposals for S. apetala populations management, which are also part of a Hyacinth
Macaw conservation project, can be suggested: (1) the creation of protected areas to protect S. apetala populations in Pantanal region;
(2) the development of legal protection aiming to preserve the ridges and S. apetala
trees, such as State Law no 8.317/2005, which
forbids the cutting of manduvi in the neighbor
state of Mato Grosso, aiming to protect the
Hyacinth Macaw reproduction habitat; (3) the
offer of nest-cavities in manduvi trunks long
term monitoring; finally, (4) vegetation recovery in the areas where the lack of reproduction sites for Hyacinth Macaw in Pantanal is
detected, due to human activities.
The authors thank Fundação O Boticário de
Proteção à Natureza for the financial support
(Proposal 646_20042). They also thank the
Team of Instituto Arara Azul, Toyota do Brasil
and EMBRAPA Pantanal, for the logistic support; the owners of Caiman Ranch and Santa
Emília Farm – UNIDERP, for allowing the development of the works at their properties;
and the reviewers who contributed anonymously in the publishing of these results.
To make this fact even more preoccupying,
the deforestation index in Pantanal for the
year 2000 has been estimated to be approximately 9% (Padovani et al., 2004).
ACKNOWLEDGMENTS
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the properties’ legal reserve areas3, thus
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The proposals for manduvi’s habitat management and protection, aimed at Hyacinth
Macaw conservation should be immediately
considered by the decision makers, as the
density of trees that are able to shelter nestcavities for this bird is low. The density estimate of active Hyacinth Macaw nests in the
North of Pantanal, Poconé sub-region, is
around one nest in every 2,200 hectares (or
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188
Selection of Priority Areas for Conservation
Carlos Hugo Rocha, MSc1
• DESOLOS – State University of Ponta Grossa
Doctorate Student at the Department of Natural Resource Recreation and Tourism – Colorado State University
ABSTRACT
This paper presents a methodological reference for the selection of priority areas for nature conservation in fragmented landscapes typical from the meridional Brazil: The purpose was to develop a
simplified model in a SIG environment, based on the landscape analysis, and explore its potential
application in order to identify, map and classify remaining landscape units and define priority
areas for the regional biodiversity conservation. Founded on field works, aerial photos and LANDSAT
images, analyzed in a SIG environment for the mapping of remaining landscapes, priority areas have
been defined based on the following indicators of landscape ecological integrity: a) Conservation
Status; b) Habitat Diversity; c) Fragment Context; d) Fragment Area; e) Nuclear Area. The combination of those parameters has produced results consistent with previously known occurrence areas for
certain species, used as the model’s efficacy control reference. The purpose was to develop a reference for protected areas mosaic planning and the integrated landscape management, in such a way
to optimize the habitat conservation in the management of natural resources of rural properties.
Concepts and presuppositions of this paper have been explored for the selection of priority areas in
Paraná State “Campos Gerais”.
Key words: selection of priority conservation areas; landscape’s ecological integrity; landscape ecology; image interpretation; Campos Gerais
Myers et al., 2000). The focus in those works
is placed on large regions, including thousands of species and hundreds of natural
communities.
INTRODUCTION
Several efforts implemented along the 90’s
led to the identification of global priorities for
conservation, based on criteria like biological
diversity, endanger levels and ecoregions.
The Conservation International and the
WWF, jointly with other entities, have developed the management of “hotspots” and the
priority ecoregions for conservation, including the most significant regions of the planet
for conservation (Olson & Dinerstein, 1998;
1
In Brazil, the total efforts among various governmental, non-governmental institutions
and researchers produced the map of the
“Priority Areas for Conservation, Sustainable
Use and Benefit Sharing of the Brazilian
Biodiversity” (MMA/SBF, 2004). This work
defines as priority conservation areas nine
hundred regions that represent the Brazilian
biomes. The identification of those priorities
in macroregional scale is a fundamental step
in the effort towards the Brazilian biodiversi-
[email protected]
189
English
Selection of Priority Areas for Conservation in Fragmented Landscapes: Case Study in Paraná State “Campos Gerais”
Carlos Hugo Rocha
ty conservation, guiding decisions that can be
translated into concrete actions.
oretical principles originated in the landscape
ecology, associated with techniques for interpretation of remote sensoring photos and
images. It is also founded on intensive field
works to identify the typical patterns of the
remaining vegetation and land using, to correlate them with the patterns identified in the
images. The identification and correlation of
such patterns will be discussed as potential
tools for the selection of priority areas under
conditions of fragmented landscapes.
Due to the country’s dimensions and the
wide goals of that work, the mapping was
produced in a small scale and each mapped
unit represents vast territory surfaces. For the
typical landscapes in the meridional Brazil,
composed of mosaics of human land using
and fragmented natural ecosystems, agrarian
system founded on private property and intensive use of resources, this mapping is valid
as an indication of priority regions, but very
generic for the definition of conservation
areas in the landscape scale. It is necessary to
refine this approach in order to define priorities in the landscape scale, in which decisions
are taken towards the management or conservation of those priority areas, which are
responsible for sheltering a significant portion of the Brazilian biodiversity (Ribon et al.,
2003; MMA/SBF, 2004; Rambaldi & Oliveira,
2005).
Thus, the purpose of this work was to develop a simplified model in a SIG environment,
founded in the landscape analysis, and explore its potential application to:
a) Identify, map and classify remaining
landscapes;
b) Define priority areas for conservation in
the landscape scale:
c) Test the model’s efficacy in the identification of areas with previously known occurrence of fauna and flora species used as
a control reference.
There are several methods for the selection of
priority areas, where most of the strategies
discussed in literature are directed to vast
natural areas, still hardly exploited by anthropic activities (e.g. Soulé & Terborgh, 1999;
Margules & Pressey 2000; Groves et al., 2002;
Wiersma & Urban, 2005), despite the exceptions (e.g. Prendergast et al., 1999; Poaini et al;
2001 Rothley et al., 2004). The implementation of actions for the conservation of
Brazilian fragmented landscapes requires,
therefore, a pragmatic model, however scientifically founded, in order to define priority
areas in local scale. With a view to contributing towards this reference, this paper presents a model developed in the SIG environment (Geographic Information System),
founded on the analysis of the regional landscape for the selection of priority areas aiming at the biodiversity conservation.
This model involves procedures to identify
and map remaining units of natural vegetation and the classification of priorities to preserve such units, defined from the interpretation of landscape ecological integrity indicators. The proposed method is founded on the-
The concepts and presuppositions of this
model were explored in the analysis of biodiversity conservation expressed in the remaining landscapes of Campos Gerais in the state of
Paraná. At first, methods available in literature were discussed for the selection of priority areas, followed by the presentation of
methodological procedures to identify priority areas and their theoretical foundation.
After that, the results of the application of the
model to the study area were discussed and
considerations were created about the operationalization of the model’s parameters, their
main limitations and the potential for the selection of priority conservation areas in fragmented landscapes.
SELECTION OF PRIORITY AREAS
FOR CONSERVATION
The definition of priority areas for the biodiversity conservation has gained a considerable attention in the scientific literature produced in the last decades (e.g. Diamond,
190
1975; Pickett et al.,1978; Baker, 1989; Franklin,
1993; Prendergast et al., 1999; Margules &
Pressey 2000; Van Langevelde, 2000; Pressey
& Cowling 2001; Groves et al., 2002; Rothley
et al., 2004; Newburn et al., 2005; Wiersma &
Urban, 2005). Applications derived from the
island biogeography theory (MacArthur &
Wilson, 1967), were widely discussed for the
formulation of reserves outline rules. With
the development of new theories (e.g. landscape ecology and theory of metapopulations), approaches based on this theory have
become less important as the main model
(Franklin, 1993; Forman, 1995).
species in the long-run (Margules & Pressey,
2000). In order to analyze the probability of
persistence, the Population Viability Analysis
(PVA) and the Minimum Viable Population
(MVP) are tools with growing applications
and discussion in literature (Reed et al., 2002).
The utilization of spatially explicit models,
that means, with the inclusion of the geographic and temporal location of components
considered important for the population dynamics in the model structure, presents a vast
potential (e.g. McKelvey et al., 1993;
Lamberson et al., 1994; Kautz & Cox, 2001).
A common characteristic of those models is
the need of an adequate base over the species’
and populations’ biology and distribution.
Particularly, spatially explicit models need a
large amount of information (e.g. distribution
and quality of habitats, demographic data
about specific habitats, species autoecology,
dispersion patterns and movement rules),
rarely available (Menon et al., 2001; Reed et
al., 2002). When the data are insufficient, the
selection of areas can be established based on
collected data for one or few taxons considered as indicators, in the expectation that
those areas also concentrate a large number of
other taxons.
Originated in the modern Conservation
Biology, several models and algorithms,
based mainly on the distribution of taxons
and species, have been proposed as guidelines for the selection of areas and the revision
of the existing protected areas systems. When
comprehensive data are available, it’s possible to determine areas with high concentration of species or taxons, high endemic rates
and/or high concentration of rare, endemic
or endangered species. The Gap Analysis,
which means, the cartographic superposition
of the distribution of indicator species and
types of vegetation with the existing network
of protected areas has been emphasized (Scott
et al, 1993; Jennings et al., 2000).
Despite constant innovations (e.g. Van
Langevelde, 2000; Wiersma & Urban, 2005;
Newburn et al., 2005), the application of those
methods presents significant practical limitations (Franklin, 1993; Prendergast et al., 1999;
Poiani et al., 2000; Menon, 2001), in a particular way for the tropical regions with high diversity rates, insufficient resources and rapid
transformation of the natural landscapes.
Before the rapid and irreversible biodiversity
loss, alternative and pragmatic methods are
necessary in order to identify priority areas
for inventory and protection purposes
(Prendergast et al. 1999; Menon et al., 2001;
Grooves at al., 2001). The definition of priority areas for conservation in regions with incomplete biologic information constitutes a
challenge for the science (Poiani et al., 2001).
The presupposition of those approaches is
that the best conservation way is through the
maintenance of favorable environmental conditions for species, individual taxons or their
groupings. As a last alternative, the efficiency
of biodiversity conservation can only be
measured through the monitoring of specific
taxons (Haufler, 1999). A natural refinement
of such approaches is the mapping of the genetic diversity existing between individuals
and populations. The presence of rare or privative alleles in small populations may be extremely important for the conservation of genetically weakened populations.
Besides meeting purposes of ecological representativeness, an effective system of protected areas must observe the persistence of
The approaches for conservation and manage-
191
English
Carlos Hugo Rocha
ment of natural resources are improved in
response to the advancements in the comprehension of ecological and biologic systems.
Mechanisms and processes that rule biodiversity in the various organization levels (genetic, habitats, ecosystems, and landscapes)
operate in a variety of spatial and temporal
scales (Levin, 1992; Forman, 1995; Noss, 1996;
Hobbs, 1998; Wiens, 1999; Poiani, 2000). Each
level of the complex hierarchic organization
exhibits characteristic composition, structure
and functions. As a result, the current recommendations on conservation are focused on
the need of maintenance of the pattern dynamics and ecological processes that occur in
multiple scales and support biodiversity and
the natural systems on which they depend.
METHOD
Study Area: Campos Gerais
The Campos Gerais take the Eastern portion of
the Second Plateau of the State of Paraná, on
the reverse of the Devonian Scarp, a topographic tread that separates the prairie region
of this Plateau from the forests situated in the
First Plateau (FIGURE 1). In the Scarp, the
maximum altitudes reach 1,250 m, being reduced westwards and northwestwards up to
750 m in the main rivers’ valleys. The expression “Campos Gerais do Paraná” was consecrated by Maack (1968), as a natural phytogeographic zone, with low prairies associated
with riparian forests and isolated forest
patches (capões) with the remarkable presence
of Araucaria angustifolia. Such definition integrates phytogeographic and geomorphologic
criteria, which express the rocks’ geologic
structure and nature, responsible for shallow
and sandy, little fertile soils that favor the
prairie vegetation (Melo, 2002).
Thus, complementary strategies for the selection of priority areas have been based on the
distribution of habitats, ecosystems or landscapes (Franklin, 1993; With, 1999; Bennett,
1999; Poiani et al., 2000; 2001; Menon et al.,
2001). The basic presupposition is, if the variation of the ecological conditions of a certain
region is preserved, most of the species and
their complex interactions will also be preserved. An integrated approach of landscape
(Bennett, 1999) is particularly relevant in regions with fragmented natural landscapes
with: a) insufficient natural reserves; b) intensive use of lands; c) growing pressure on the
use of resources; d) insufficient biodiversity
knowledge.
The prairies are relictual formations of semiarid climate associated with the dynamic climatic alternation process during the
Quaternary and constitute the State’s oldest
vegetation forms (Maack, 1968; Klein &
Hatschbach, 1971). It is about, therefore, a region with a great diversity of species and situated in a contact zone among different phytoecological regions of the Atlantic Forest and the
Savanna Biomes, and Ecological Tension areas
among such formations (IBGE, 2004). In a
flower survey at the Vila Velha State Park–
PEVV, Cervi & Hatschbach (1990) reported the
occurrence of twenty-three rare and/or endemic vegetal species. Among the mammals typical from the regional fauna are the Maned Wolf
(Chrysocyon brachyurus), the Giant Anteater
(Mirmecophaga tridactyla) and the Cougar (Puma
concolor). Surveys of the Campos Gerais’ biological diversity are, however, rather restrict. The
PEVV (3,200 ha) is the only relatively expressive protected area in this ecosystem.
The establishment of integrated protected
areas systems has been emphasized, provided that the protected areas in fragmented
natural landscapes are usually limited to relatively small, isolated units surrounded by
quite often inhospitable mosaics of land uses.
The purpose of an integrated protected areas
system, under such conditions, shall include
the representativeness of species or ecosystems
within the regional ambit, promote the persistence of those targets in the long-run and
the maintenance of favorable supporting conditions for biodiversity, ecological processes
and evolution (Rothley et al., 2004; Margules
& Pressey, 2000).
As a study area, a reference for the model development for the priority areas selection, the
region comprised by the Areas MA 717, MA
192
finition of priority areas in the landscape
scale requires a compatible detailing.
Brazil
Thus, from this macro-regional priority reference, it was applied the model to define priority areas for conservation in the landscape
scale. The study limits were defined so as to
include the Vila Velha State Park and the regional context in which the Park is inserted,
observing its Buffer Zone, the draining bays
and the original distribution of the Woody
Grassland Steppe. The western, northern and
southern limits were defined by geographic
coordinates in order to comprise the western
extension of the Campos Gerais and the natural passages formed by the vast regional hydrographic system; the eastern limit was defined by the Devonian Scarp (FIGURE 1).
The study area is considered as the Regional
Matrix for the landscape analysis (Forman
1995; Forman and Godron, 1986) and comprises 3,422 km2, corresponding to 18% of the
total surface of Campos Gerais (19,060 km2).
Inserted in the Woody Grassland Steppe formation, part of the phytoecological region of
the Atlantic Forest Biome (IBGE, 2004), the
vegetation cover of this polygon is predominantly herbaceous and the prairies grant a
typical and decisive phytophysionomic aspect
to the region. Taking distinct positions in the
landscape, there are alluvial systems and elements of the Mixed Ombrophilous Forest,
dominated by the pinheiro-do-paraná (Paraná
Pine-Araucaria angustifolia).
Figure 1: Situation map of Campos Gerais in the
State of Paraná (adapted from Maack, 1968) and
study area (Regional Matrix)
Mapping and Classification of Remaining
Landscapes
718, and MA 720 mapped respectively as
“High Priority, Very High Priority and
Extremely High Priority” for the
Conservation of the Brazil’s Biodiversity
(MMA/SBF, 2004) was chosen. This region
was also identified as one of the 66 “Áreas
Valiosas de Pastizal en las Pampas y Campos de
Argentina, Uruguay and Sur de Brasil” (Bilenca
& Minarro, 2004) and as priority for the implementation of protected areas in the survey
of the Campos Gerais’ Natural Patrimony
(Melo, 2002). The indication of priority areas
in such works is comprehensive, and the de-
For this work, at first, available information
about the landscape’s component systems,
topographic, geology, soils and vegetation
maps (scale 1:600.000), aerial photos from
1952, 1962 and 1980 (scales 1:25,000 and
1:70,000) and LANDSAT TM5 images from
1990 and 1994 were collected and analyzed.
Geological and geomorphologic information,
hydrograhy, natural vegetation, pedology,
agricultural aptitude, production and land
management systems information were col-
193
English
Carlos Hugo Rocha
lected and analyzed. This inventory constituted the basic reference for the subsequent
analyses.
total extension of the remaining surfaces,
grouping, thus, distinct types of contiguous
natural vegetation into the same landscape
unit, by virtue of the work scale and extension
and the LANDSAT image pixel. The surfaces
larger than 40 hectares were considered as
minimum areas able to be mapped, corresponding to a unit of 0.4 cm2 in the scale 1:100,000.
In order to help in this task, it was used the
composition that includes the panchromatic
band of the LANDSAT 7 image, with a spatial
resolution of 15x15m. The main highways and
the railroad system were considered as obstacles for the movement of wild species and natural flows in the landscape and, therefore,
used as a criterion to delimit remaining units.
Two LANDSAT 7 ETM+ images, from
September 2000 were georeferenced and used
in the composition of the Regional Matrix. The
identification of the remaining landscapes
was obtained through image interpretation
combining: a) non-supervised digital classification (Jensen, 1996) and b) visual landscape
interpretation (Antrop 2000; Zonneveld, 1995;
Grifith et al., 1995). The algorithm ISODATA
was used to analyze the Erdas/Imagine program (v. 8.4) groupings for the digital classification. Thus, a map of land use and remaining
natural vegetation was produced in matrix
format (raster), used as an information plan in
the SIG environment.
The units of remaining landscape obtained
through that means were classified into four
categories, according to the typical patterns of
the Campos Gerais’ formations of natural vegetation (Klein & Hatschbach, 1971; Cervi &
Hatschbach, 1990; Moro et al., 1996;Moro,
2001) as follows: a) Native Prairies; b)
Araucaria Forests; c) Mixed Riparian
Systems; and, d) Alluvial Surfaces, as a result
of the vegetation typology predominant in
the mapped unit.
The remaining native vegetation areas were
manually outlined in the SIG environment
(ArcView - v. 3.2), from the visual interpretation of the land use patterns, directly in the
LANDSAT image, comparing the image patterns with the resulting digital classification.
When both classifications corresponded, the
mapping unit was defined. When the results
were not corresponding, aerial photos and information available in the inventory were used,
in the attempt to interpret the correct pattern.
When there were still doubts, the pattern obtained through digital classification was used.
Identification of Priority Areas for
Conservation in the Regional Matrix
To each remaining polygon mapped, the
Conservation Priority (CP) was determined
through the combination of five criteria considered as Indicators of the Landscape’s
Ecological and Structure Integrity (Forman,
1995; McGarigal and Marks, 1995; Ritters et
al. 1995; Noos, 1996; Antrop, 2000): a)
Conservation Status; b) Habitat Diversity; c)
Fragment Context; d) Area Index; and e)
Nuclear Areas. Those parameters were operationalized through the individual assessment
of the remaining units and quantitatively
combined to determine the CP index. The value intervals for each parameter were determined in such a way to reflect the qualitative
and quantitative differences existing among
the units, considering equal weights in the assessment of such indicators.
The visual interpretation is a non-numeric approach developed from an image’s aerial or
satellite photo characteristics, observed on
the computer screen or in hard copy. The visual interpretation offers an efficient method
for the classification of complex and heterogeneous landscapes. Pre-processing and visual enhancement techniques for those data,
available in the image digital processing softwares, are important because they can direct
the interpretation, highlighting spectral responses linked to some feature of particular interest in different spectral intervals (Antrop,
2000).
For the units outlining, it was considered the
194
Conservation Status (CS): The Conservation
Status represents the ecological conditions of
the units of remaining landscapes, reflecting
the intensity of the anthropogenic-nature activities (disorders or disturbances) to which
they have been historically submitted. Those
alterations interfere in the patterns and distinct ecological processes (e.g. populations’
dynamics, colonization and extinction rates,
species succession, organic matter levels, fertility, water infiltration into soils, etc). The
landscape’s management intensity presents a
direct relation with the frequency of the anthropic disorders and the amount of energetic
subsides necessary to its alteration and maintenance (Forman & Godron, 1986).
getation patterns and associated ecological
processes, when submitted to environmental
disturbances (Noss, 1996).
The Conservation Status was operationalized
by the visual interpretation of the spectral
patterns of the LANDSAT image in each
polygon, relating them to the patterns typical
from the regional vegetation and ecological
succession, observed in field works. Those activities were founded by information available in the inventory, particularly the land
use history, available by means of temporal
collection of satellite photos and images. The
CS index was qualitatively determined
through a comparative evaluation among the
units of the same vegetation class and classifying them into three categories, according to
the Conservation Status. The TABLE 1 presents the reference matrix for the evaluation
of the Conservation Status and determination
of the CS index.
The identification of fitted habitats to certain
species is an important strategy to identify
priority areas when information about
species are not enough (Poiani et al., 2001).
Higher CS indexes must indicate a better capacity to support and maintain a community
of organisms with species composition, functional organization and resilience comparable
to the natural habitats typical from the eco-region. A remaining unit’s CS index reflects,
thus, the quality of its habitats and indicates
the capacity to recover the structure, the ve-
Habitat Diversity (HD): The habitat conservation is an essential element to any comprehensive biodiversity conservation program.
High levels in the ecological hierarchy, like
habitats or ecosystems, do not present the biological accuracy provided by individual
TABLE 1: Matrix for evaluation of the remaining landscapes’ Conservation Status, based on the interpretation of patterns
through satellite images, aerial photos and correspondence with field-evaluated vegetation patterns.
Remaining
Landscape
Native Prairies
Lands Use History and
Management Intensity
Correspondence of native vegetation
patterns with the management intensity
and anthropic disorders
Conservation
Status
Index
CS
Never cultivated
Phytophysionomic pattern typical of prairie
vegetation with good vegetation coverage and
with no apparent erosion.
Suitable
3
Never cultivated;
Previous excessive pasture
Reasonable vegetation coverage with exposed
soil spots or erosion. Predominance of native
species. Areas under recovery from previous
intensive pasture.
Reasonable
2
Previously cultivated area
(>20 years) or currently under
excessive pasture
Defective vegetation coverage with frequent
exposed soil spots and erosion. Presence of
introduced and/or invading native and
exotic species.
Degraded
1
Continues
195
English
Carlos Hugo Rocha
Continuation TABLE 1
Remaining
Landscape
Forest Patches
and Riparian
Forests with
Araucaria
Humid Areas
Lands Use History and
Management Intensity
Correspondence of native vegetation
patterns with the management intensity
and anthropic disorders
Conservation
Status
Index
CS
Never submitted to
clear-cut; Few patterns with
signs of selective extraction
(> 50 years)
Primary Forest (with the presence of
advanced Secondary). Forest Patches and
Forest dominated by Araucaria with a typical
phytophysionomic pattern.
Primary
Forest
3
Evident patterns of selective
extraction or old
clear-cut (> 50 years)
Advanced Secondary Forest. Forest Patches
and Forests with the presence of Araucaria
and typical phytophysionomic pattern.
Secondary
Forest
2
Evident patterns of selective
extraction (> 20 years)
or clear-cut (>40 years)
Forest under natural regeneration state. Forest
Patches and Forests with the presence of
Araucaria and typical phytophysionomic pattern.
Capoeirão
1
Never handled or modified;
without discharge of urban
or industrial bays
Predominance of cultivated plains and humid
riparian areas without a visible anthropic
modification. Predominance of native species.
Suitable
3
Never handled or few
evidences or anthropic action;
without discharge of urban or
industrial bays
Cultivated plains and humid riparian areas with
evidences of anthropic interference.
Predominance of native species.
Reasonable
3
Areas with previous anthropic
activity; areas with discharge
of urban or industrial
watersheds
Cultivated plains and humid riparian areas
with signs of significant anthropic
interference. Presence of introduced and
invasive exotic species.
Degraded
1
pose is to maintain a high biological diversity.
The spatial heterogeneity of habitats contributes to a better capacity of resistance to
anthropic or natural disturbances (Meffe &
Carrol, 1997; Tilman et al., 2006). The diversity among habitats (Beta diversity) may not be
as important to the definition of conservation
as the Alpha diversity, the habitats’ internal
diversity (Wiersma & Urban, 2004).
According to Margules et al. (1994), the selection founded on the habitats diversity can be
more efficient than that founded on the
species survey.
species, but present other advantages as a
biodiversity reference. Such levels integrate
the ecological processes that contribute to the
ecosystems’ functionality maintenance and
there are clear evidences that environmental
variables are functional indicators of spatial
distribution of species (Franklin, 1993;
Margules & Pressey, 2000). The information
in such hierarchic levels can be acquired
through aerial images and photographs,
founded on field works for the comparison of
patterns through images and in-field comparison. The vegetation structure and composition characteristics affect the interaction in the
level of species and are determinant factors to
the regional biodiversity (Franklin, 1993).
Spatially and temporally heterogeneous natural areas are usually superior to homogeneous areas for conservation, when the pur-
The remaining units were outlined in a continuous manner, comprising different types
of natural vegetation (Riparian Forests, Forest
Patches, Rupicolous Formations, Dry
Prairies, Humid Prairies and Cultivated
196
Plains), corresponding to habitats for distinct
species inserted in the same remaining surface mapped. The HD Index was directly obtained through the identification of natural
vegetation different formations inserted in
the individuals units mapped and, thus, units
with a higher number of habitats were assigned with higher Indexes. The TABLE 2
presents the reference matrix to determine the
HD Index.
gion. The combination of contexts formed by
urban, suburban, industrial or handled areas
for intensive and/or familiar agriculture, reforestation and pastures, represents different
intervention potentials in the natural ecological processes, considering since invading
plants and domesticated animals, large
monocultures, until severe contamination
cases (Franklin, 1993; Forman, 1995; Meffe &
Carroll, 1997).
TABLE 2: Matrix for determination of the Habitat Diversity
Index (HD)
Modifications in the ecological flows may
provoke alterations in the vegetation’s structure, soil coverage, nutrient levels and microclimatic characteristics, which may occasionally favor some species, but can also lead to
decrease of some populations or local extinction of others. Isolated fragments in the middle of intensive anthropic activities are more
susceptible to the antagonistic effects for its
conservation and to the persistence of species
in the matrix than the units situated in contexts with the predominance of remaining
areas. Once isolated, remaining habitats may
start a continuous transformation process
and deleterious effects may suffer feedback,
enhancing degradation processes (Margules
& Pressey, 2000).
Number of types
of vegetation formation
identified in the
mapped unit1
6
5
4
3
2
1
Habitat
Diversity Index
(HD)
3
2.5
2
1.5
1
0.5
Where::1 Native Prairies, Humid Prairies, Cultivated Plains,
Forest Patches, Riparian Forests, Rupicolous Formations
Fragment Context (FC): The biodiversity in
fragments is influenced by the unit’s internal
biological dynamics and the context in which
each unit of remaining landscape is inserted,
considering multiple analysis scales. The ecological processes in remaining landscapes are
extremely dynamics, with extensive movement of plants and animals, sediment transportation and energy flows, directly interlinked to each fragment’s surrounding re-
The FC Index was determined from the identification of the land use systems around each
mapped unit, aided by digital classification
and the information available in the
Inventory, taking into account the potential
positive and/or negative effects of the production systems adjacent to the units. The
TABLE 3 presents the reference matrix for this
evaluation. Thus, for example, a remaining
TABLE 3: Matrix for the definition of the Fragment Context Index
Land Use System Around the
Remaining Unit
Percentage of the Land Use Systems
0 – 25%
-0.5
-0.5
-0.3
-0.2
0.5
Urban/ Suburban/Industrial
Intensive Agriculture
Familiar Agriculture
Reforestation (Pinus/Eucaliptus)
Remnants of natural vegetation
197
26 – 50%
-1.0
-0.8
-0.5
- 0.4
1.0
51 – 75%
-1.5
-1.2
-0.8
- 0.7
1.5
76 -100%
-2.0
-1.5
-1.2
-1.0
2.0
English
Carlos Hugo Rocha
unit with 75% of its surroundings with intensive agriculture (Index = -1.2) and 25% of remaining areas (Index = 0.5), will have a FC
Index equal to –0.7.
the “Average Area”, to the average area of all
the mapped units. The AR was normalized by
the root function of the quotient between each
unit’s area and the average area, creating,
thus, a continuous index proportional to each
unit’s size.
Area Index (AI): A landscape unit area is the
most useful landscape’s structure metrics and
with the fundamental ecological content directly associated (McGarigal & Marks, 1995,
Riitters et al., 1995). Vaster natural vegetation
surfaces comprise larger and more practicable populations, particularly internal species
or species that need a great territorial extension, offer a higher resources availability and
habitat diversity, favor the conservation of
ecological processes and provide larger and
less modified core areas. Smaller areas can be
important as passages and stepping stones in
the dispersal of species throughout the landscape, besides providing habitats for edge
species (Forman, 1995; Carroll & Meffe, 1997;
Poiani, 2001).
Nuclear Area Index (NA): High values of the
area/perimeter ratio imply a high percentage
of remaining habitats situated in the edge
area; consequently, the limits and the reserve
edge areas are critical factors to the protection of inside habitats. The core area is directly affected by the quantity of edges in a
remaining unit; thus, a unit may have a sufficient surface for the occurrence of a certain
species, but may not contain sufficient core
areas. For ecological processes and species
exclusive of internal portions, or affected in
the opposite way by the edge effect, the
Nuclear Area may be a better indicator of
habitat quality than the Area Index
(McGarigal & Marks, 1995).
On the other hand, factors like easiness of infestation by exotic species, the entry of nutrients and pollutants from the surrounding region and modifications in the environmental
conditions that regulate ecological processes
in local scale, are more likely to occur and
cause negative impacts in smaller areas.
Small habitats are more susceptible to transformations in the case of catastrophic events,
present a higher genetic vulnerability and
lower chances of persistence in the long-run
(Meffe & Carroll, 1997; Hobbs, 1998). The reduction of the fragment sizes in natural
prairies may result in a reduction of the richness and density of characteristic species of
such environments, starting from the fragments’ edges and going inwards (Kiviniemu
et al., 2002).
The Nuclear Area, in this work, corresponds
to the area of the polygon internally formed
from the distance of a hundred meters away
from the limits of each remaining unit
mapped. This data was obtained in SIG operation, so as to include the edge effect in the
evaluation system. The Nuclear Area of each
unit mapped was directly obtained from the
SIG’s database.
The Nuclear Area Index (AI) was obtained
through the following equation:
NA = (Nuclear Area /Average Nuclear
Area)1/2
The Nuclear Area corresponds to the core are
of each remaining unit mapped directly obtained from the SIG system’s database and
the “Average Nuclear Area”, to the average
between the core areas of all the mapped
units. The NA was normalized by the root
function of the quotient between each unit’s
core area and the average nuclear area, creating, thus, a continuous index proportional to
each unit’s size.
The Area Index (AI) was obtained through
the following equation:
AR = (Area/Average Area)1/2
In the equation, “Area” corresponds to the
area of each remaining unit mapped directly
obtained from the SIG system’s database and
198
The available occurrence data for such taxons
have been mapped and inserted in the SIG
environment for analysis of the correspondence between the occurrence areas, the remaining areas and the respective priority categories. The model presented can be considered as effective if the occurrence areas for
the species above are inserted in the remaining units mapped in the Very High Priority
categories. The correlation matrix between
the variables was also produced, in order to
identify the possible colinearity between the
indexes and their correlation with the final result expressed by the CP.
Conservation Priority Index (CP)
The five indexes above were combined in the
SIG environment in order to produce
Conservation Priority Index (CP) for each
mapped unit, through the following equation:
CP = (CS, HD, FC, AR, NA)
From the CP Index, the units mapped were
classified into three regional priority categories: Very High, High and Medium. The CP
values to determine the intervals of priority
categories were defined so as to evenly distribute the total remaining surface among the
three priority classes. It was also obtained the
mapping of such units’ geographic distribution.
RESULTS AND DISCUSSION
Remaining Landscape Units
245 remaining landscape units have been
mapped (FIGURE 2), totaling 105,066 ha,
which corresponds to 30.7% of the total surface of the Regional Matrix analyzed (342,211
ha). The maximum and minimum areas
mapped were respectively 13,561 and 40 ha;
the average area of the remaining units is
equal to 428.8 ha (TABLE 4). Among them, 51
units have been mapped as Native Prairies,
116 as Forests and Riparian Forests with
Araucaria, 72 as Mixed Riparian Forests and
six as Mixed Alluvial Forests. The matrix also
includes reforestation activities, intensive
agriculture, familiar agriculture areas and
areas with urban-industrial occupation, totaling 237,145 ha (69.3% of the total surface).
Model’s Efficacy Evaluation
As a means to evaluate the model’s efficacy, a
comparative analysis was performed between
the conservation priority results found and the
occurrence areas known in the Regional
Matrix of new, rare and endemic Fish species
(Characidae), Amphibians (Leptodactylidae),
Lepidopters, Amarantaceae, Bromeliaceae,
Cactaceae and Eriocaulaceae (Cervi and
Hatschbach, 1990; Moro 2001; Artoni and
Almeida, 2001; Estreiechen & Moro, 2003;
Paraná, 2004; Polatti, 2005); and the Maned
Wolf’s (Chrysocyon brachyurus) occurrence
areas, mapped by Pontes Filho et al. (1997; 1999).
TABLE 4: Remaining Landscape Units in the Regional Matrix (data from 2000)
Remaining Landscape
Units (LUs)
Native
Prairies
No. of Mapped Units
Total Area (ha)
Total Area (%)
Core Area (ha)
Average Area (ha)
Smaller Area (ha)
Larger Area (ha)
Number of LUs >429 ha
Number of LUs >1.000 ha
51
51,332
48.9
30,839
1,006.5
43
13,561
19
13
Forests and
Riparian
Forests
116
21,033
20.0
7,957
181.3
40
2,362
6
2
199
Mixed
Riparian
Forests
72
21,054
20.0
7,332
292.4
41
3,883
13
3
Mixed
Alluvial
Forests
6
11,647
11.1
5,362
1,941.2
94
5,113
4
3
Total
245
105,066
100
51,490
428.8
42
21
English
Carlos Hugo Rocha
Figure 2: Priority areas for conservation in the regional matrix
Among the 245 remaining landscape units,
only 42 (17%) have an area larger than the
average area, totaling 76,620 hectares (73% of
the total remaining area) and, among them,
only 21 (9%) present an area larger than one
thousand hectares, totaling 63,031 hectares
(60% of the total remaining area). The total
nuclear area for the remaining units is equal
to 51,490 ha (49% of the total); the remaining
areas situated in areas considered as edge
areas, thus, sum 53,576 ha (51% of the total).
The edge effect is clearly more prominent for
the Forest and Riparian Forest categories
(62% of the remaining area) and for the Mixed
Riparian Forests (65% of the remaining area),
for presenting smaller and isolated areas
among anthropic areas, usually native
prairies transformed into agricultural areas.
Those data confirm the marked alteration of
the natural landscapes in the Matrix, a typical
situation in the Brazil’s meridional region.
The great number of remaining units mapped
(245) characterizes a fragmented regional mosaic, constituted mainly by small, isolated
areas (median = 119.1 ha), at least for species
with a bigger difficulty of dispersion
200
throughout wild landscapes. The 122 areas
smaller than the median sum 9,360 ha, being
only 1,982 ha of core areas. This situation becomes more critical for the fact that this region is inserted in an area considered as an
“Extremely High” and Very High Priority”
for the Brazil’s biodiversity conservation
(MMA/SBF, 2004). It is emphasized, thus, the
vital need of efforts to preserve and recover
those remaining areas.
classes’ characteristics and the FIGURE 2
shows their spatial distribution throughout
the Regional Matrix.
The Remaining Landscape Units classified as
Very High Priority comprise seven mapping
units, with a total surface of 37,070 hectares,
corresponding to 35.3% of the total remaining
surface. They comprise native prairie areas
associated to forest patches and riparian
forests, and the alluvial plains associated to
the main rivers, with the significant presence
of cultivated plains and riparian environments. This category comprises remaining
units with extensive surfaces (between 1,911
and 13,561 ha), with an average area equal to
5.296 ha and expressive core areas (between
1,194 and 9,433 ha). They are, therefore, subject to a lower antagonistic influence of adjacent areas (lower edge effect).
The agricultural transformation process in
the Regional Matrix landscapes is a relatively
recent phenomenon. The analysis of aerial
photos from 1952 and 1962 shows agricultural use in the forest and forest patch areas, under the burn, cultivation and rest system. Due
to the low natural fertility, the agricultural
use of native prairies was rare until then. The
intensive cultivation occurred from the early
70’s, with the introduction of systems founded on the use of chemical inputs. The transformation of the areas with less agricultural
aptitude was enabled from the 90’s, with the
technological improvements provided by the
direct planting system.
Historically, they were submitted to a less intensive anthropic exploitation, as in the case
of native prairies and humid areas, or are at
more advanced ecological succession stages,
in the forest-associated areas. All the mapped
units in this category present high habitat diversity. The mosaic context where they are situated includes landscapes with the predominance of intensive agricultural activities, intersected by the main highway axes, which
exert an unfavorable pressure on conservation. The units’ significant sectors with native
prairies, situated on the Devonian Scarp’s
border, present a more favorable context, adjacent to the remaining areas of Araucaria
Priority Areas for Nature Conservation
The Remaining Landscape Units mapped
were classified into three priority categories
for nature conservation: a) Very High; b)
High; and c) Medium, according to the
Indexes obtained and distributing the total
remaining surface in an even manner into the
three categories. The TABLE 5 presents the
TABLE 5: Regional priority classes for nature conservation
Discrimination
Very High
7
37,070
35.3
5,296
1,991
13,561
1,194
9,433
Number of Units
Remaining Area (ha)
Remaining Area (%)
Average Area (ha)
Smaller Area (ha)
Larger Area (ha)
Smaller Nuclear Area (ha)
Larger Nuclear Area (ha)
201
Priority Classes
High
Medium
31
207
33,946
34,050
32.3
32.4
1,095.0
167.6
101
40
3,883
922
25
0.4
3,445
561
Total
245
105,066
100
429
-
English
Carlos Hugo Rocha
Forests. The spatial distribution of those units
allows a potential connectivity (structural
and functional), when considered jointly with
the other high and medium-priority remaining units.
considered as priority areas for the establishment of Full-Protection Protected areas.
The remaining landscape units classified as
High Priority comprise 31 mapping units
with a total surface of 33,946 hectares, corresponding to 32.3% of the total remaining
surface. They comprise native prairies associated to forest patches and riparian forests
and surfaces including mainly riparian
forests, humid prairies and cultivated plains.
This category comprises remaining units that
present surfaces with intermediary areas (between 101 and 3,883 ha) and average area
equal to 1,095 ha and submitted to a higher
negative edge effect (nuclear area between 25
and 3,445 ha).
They are, therefore, considered as essential
areas as habitats for various species, for the
maintenance of ecological processes within
the landscape ambit and for the regional biodiversity conservation. They need priority attention from the society in the form of resources and collaborative strategies for: a)
The effective conservation of the remaining
fragments; b) ecological restoration of transformed areas; c) reestablishment and enlargement of the functional connectivity among
the landscape’s elements; and d) establishment of an integrated system of protected
areas (SEE FIGURE 3). Those units are also
They present differentiated combinations of
characteristics more or less favorable to con-
Figure 3: Detail of remaining landscape (central region of the image) with a higher conservation priority index in the Regional
Matrix and adjacent units with very high, high and medium priority. In order to magnify the Matrix conservation potential, these
images show: a) recovery of gaps existing in this unit, situated north and east of the Vila Velha State Park; b) functional connection among the remaining units; c) establishment of an integrated system (mosaic) of protected
areas (including indirect-use Pas); d) landscape management program for the territory management with a higher
regional biodiversity conservation potential.
202
servation: high diversity of vegetation types
(habitats), areas submitted to anthropic exploitation under diverse intensities or at intermediate or advanced ecological succession
stages. The mosaic context where they are situated includes intensive agriculture landscapes, familiar agriculture, reforestation and
remaining areas. The proximity to highway
axes also exerts a strong unfavorable pressure
on conservation.
ly agricultural or urban-suburban-industrial
context, which exert a strong unfavorable
pressure on conservation. Those Units assume a medium regional importance to the
maintenance of landscape’s structural connectivity, and a local importance as Legal
Reserves and Permanent Preservation Areas
in rural properties. Therefore, they are essential pieces as connection elements among the
areas considered as priority areas.
Such units are considered as of High
Relevance to the nature conservation in the
Regional Matrix, for they are habitats for diverse species and for the maintenance of the
landscape’s structural connectivity, which
particularly applies to larger areas, under a
better Conservation Status and situated in the
intermediary position among Very High priority units. The spatial distribution of those
units allows a potential connectivity (structural and functional), when considered jointly with the other mapped (High and Medium
priority) units. They represent, thus, an important role as linking passages among remaining units.
Model’s Efficacy Evaluation: Priority Areas
and Occurrence of Species
As a means to evaluate the efficacy of the proposed model, a comparative analysis was
performed between the priority results found
and the occurrence areas for new, rare and endemic species and occurrence areas of the
Maned Wolf (Chrysocyon brachyurus), previously identified in the Regional Matrix. All
the occurrence areas for previously known
new, rare or endemic species are situated in
remaining units mapped as Very High
Priority areas for conservation, with two exceptions: one situated in a High Priority area
and another one situated in a tourist visitation area (Furnas do PEVV -PEVV’s Caves),
not mapped for being smaller than the minimum area to be mapped (40 ha).
The Remaining Landscape Units classified as
Medium Priority comprise 207 mapping
units, with a total surface of 34,050 hectares,
corresponding to 32.4% of the total surface.
They comprise units in three distinct environments: Forests, Forest Patches (Capões) and
Riparian Forests; Mixed Riparian Surfaces,
including riparian forests, humid prairies and
cultivated plains; and native prairies. This
category comprises units with smaller surfaces (between 40 and 922 ha), average area
of 166 ha and little expressive core areas (between 0.4 and 561 ha), with a clear predominance (66%) of edge habitats.
The seven occurrence areas of the Maned
Wolf mapped in the Matrix coincide with the
mapped remaining areas. Among them, three
are inserted in remaining units, classified as
Very High and High Priority. Other two occurrence areas are inserted in contexts of
High and Very High-priority units, also including transformed areas. Such fact may indicate a low availability of remaining habitats
for this species and the use of those of lower
quality as supplemental areas or as dispersion routes. On the other hand, two occurrence areas comprise units mapped as
Medium Priority, besides including significant portions of landscapes transformed for
agricultural use.
They present differentiated combinations of
characteristics less favorable to conservation:
native prairies and humid areas submitted to
a more intensive anthropic exploitation or
forests and riparian forests at intermediate
ecological succession stages and a smaller diversity of vegetation types (habitats). They
are situated in landscapes with predominant-
This contradiction with the model can be explained by the relatively recent fragmentation
203
English
Carlos Hugo Rocha
in such areas, enhanced from the 90’s. The
Maned Wolf occurrence mapping works were
performed between 1994 and 1999. Therefore,
the fragmentation occurred within this time
range contributed to a lower conservation index of those units in the model (developed
over the image from 2000). The occurrence
areas can also include several small humid remaining areas, smaller than the minimum
area to be mapped, which may be used as
supplemental habitats.
of complex and heterogeneous landscapes
(Antrop, 2000). Such approach is suitable to
the analysis of fragmented tropical and subtropical landscapes that present a high spatial
and temporal variability. It requires, however,
an intensive work for manual outlining and a
vast knowledge of the regional mosaic in order to interpret images. The digital classification is recommended in the analysis of large
areas or areas with a better spatial resolution.
For smaller areas, it is necessary a higher detailing level. However, the visual interpretation of aerial images and photos with a better
spatial resolution is more suitable.
The fact that those places are inserted among
Very High Priority areas (not included in the
Maned Wolf occurrence surveys) can also
contribute to the species’ occurrence in those
two areas. Another common factor of the
maned wolf’s occurrence areas is the high
Habitat Diversity Index (HD) of the mapping
units, including mainly cultivated plains and
humid areas. The presence of diverse habitats
is certainly an important indicator of preferential areas for the maned wolf in fragmented environments, for making available different resources in the territory in different
times of the year. The Conservation Status
(CS) also showed to be a good indicator of
occurrence for this species.
Images with a better spatial resolution (e.g.
IRS, IKONOS) may, evidently, provide more
consistent results and an easier interpretation. The following factors are considered as
fundamental in the visual interpretation of
images and in the polygon outlining: a) previous knowledge of the lands’ use and management systems and the natural vegetation
phytophysionomic characteristics; b) interpretation of different land use categories
spectral response in the LANDSAT image; c)
complementary data available in the inventory, particularly those related to the analysis of
the lands’ use system evolution in the Matrix
through the temporal collection of aerial
images and photos; and d) associations
among those factors and image elements already identified or previously known.
Those data confirm the proposed model’s potential for the definition of priority areas. The
effective conservation of those units can ensure the habitat maintenance for species occurring in the Matrix. Strategies for the effective interconnection of those units, including
in this new reservation scheme, High and
Medium Priority units, may provide more favorable structural improvements for the
Matrix conservation than the current isolated
unit distribution. Smaller areas may, thus,
perform an important role as auxiliary areas
for dispersion or as linking passages among
the most significant areas.
Like every work in the SIG environment, the
digital base construction requires intensive
works, where this is a method-limiting factor.
The performance of the polygon outlining
task is, in particular, extremely laborious.
However, coherent criteria are produced for
the subsequent interpretation and definition
of the Conservation Status parameters, habitat diversity and fragment context, as previously discussed. The constitution of a georeferenced digital cartographic base and the respective database constitutes the potential
base for various environmental studies, including landscape planning and management, environmental monitoring, and definition of priority areas for conservation.
Considerations about the Proposed Model
Identification of Remaining Landscapes:
The visual interpretation of images is founded on holistic perception properties and offers an efficient method for the classification
204
The NA index was operationalized considering an only 100-m band from the boundaries
of the remaining units. When consistent data
about the edge effects are available, this index
can be operationalized considering distinct intervals as limits (e.g. fifty, a hundred, two
hundred meters), variables for each formation
of natural vegetation. Information about the
edge effect for the Brazilian biomes starts to be
more widely discussed and can be considered
in the definition of edge effect intervals.
Parameters for the Definition of Priority
Areas: The validity of a model’s results depends on its structure adequacy, on the parameters used and defined values. The structure of the presented model, as well as the
construction of the indexes used, are simple
and direct, and has produced results considered as satisfactory, when compared to the
known distribution of species through the
Regional Matrix, used as a control. The index
values were defined in such a way to establish
a balance among the parameters, and the criterion to separate the CP index into three categories per equivalent remaining surface is
justified for defining categories of priority
areas. Different arrangements between values
and intervals can be assigned to the same parameters, due to the regional ecological characteristics considered as important.
The HD Index was determined in a diligent
manner, computed by the presence of typical
habitats inserted in the mapped remaining
unit. A more robust approach may include
the number of types of vegetation present in
the unit, normalized by the relative area,
composing a more representative index for
diversity. In such case, the variability among
units will be wider than that provided by the
rigid intervals used. Altitude gradients present in a unit can also be important elements
of diversity differentiation, particularly in regions with a high altitude range.
The analysis of the correlation between the
parameters allows a consideration on the
used values. The Area Index (AI) and the
Nuclear Area Index (NA) presented the
highest correlation with the Conservation
Priority Index (r = 0.89 and 0.88, respectively; p < 0.01). Although they are highly correlated (r = 0.98), both were kept in the equation. The other indexes presented lower correlation values with the Priority Index
(Conservation Status (CS): r = 0.77; Habitat
Diversity (HD): r = 0.78 and Fragment
Context (FC): r = 0.47; all p < 0.01).
The CS index was qualitatively determined,
based on the visual interpretation of patterns
in the LANDSAT image. This index can be
automated from indexes like NDVI
(Normalized Difference Vegetation Index) or
another digital vegetation index. They present typical responses by virtue of the type of
vegetation, the climatic conditions and the
respective Conservation Status for those units.
The advantage, in this case, would be the production of a continuous index in matrix format (raster) according to the Conservation
Status, and not a single index defined for each
unit. The use of a digital vegetation index,
however, would depend on long studies to
calibrate the satellite image’s digital information with environmental and temporal variations that determine the spectral response.
The high weight of the area indexes (AI and
NA) on the final result of CP seems to be
suitable to the analyzed landscape. We start
from the principle that larger protected areas
can be recovered in the medium and long
run. Smaller isolated areas are likely to lose
important ecological characteristics within
the same time interval. However, medium
priority areas can perform an important role
in the connection between High and Very
High priority areas. They should, however,
be considered in the protected area mosaic
planning. Besides, small isolated areas, in
the middle of agricultural areas, may contain
rare species of the Regional Matrix (Paraná,
2004; Polatti, 2005).
The FC Index was also qualitatively determined. The combination of landscape metrics
like Isolation, Contagion, Interspersion,
Contrast and Conectivity, (which can be obtained from softwares like Fragstats) can pro-
205
English
Carlos Hugo Rocha
duce an automatic FC index. The use of metrics, however, should be careful, because the
parameters to generate reliable data that represent ecological interest patterns require a
qualitative interpretation of the regional
landscape. A landscape’s metrics value depends on how the landscape and the observation scale have been defined (McGarigal &
Marks, 1995).
model, contributing to a better accuracy. The
model can also contribute to direct efforts in
the survey of species, for inventory or area
prioritization purposes.
The principles presented in this model do not
establish the magnitude of responses necessary to the prediction of each parameter’s
contribution to conservation. Thus, there are
no interferences about the minimum area size
necessary for the species conservation or
about the minimum practicable population.
In a similar way, the method can not provide
which species can be maintained or which
tend to be extinguished in the medium and
long run. The discussed approach indicates
that the areas categorized as Very High
Priority shall be more effective for conservation than the other remaining areas.
This analysis did not include a parameter related to the importance of preserving remnants situated in a water supply watershed
for Ponta Grossa municipality (21 units situated in the Matrix northwest portion). It’s
clear the potential of mutual benefits come
from the conservation of such remnants for
biodiversity and water quality. Likewise, six
remaining units situated in public areas with
direct use of resources could be evaluated
with a different weight. In theory, at least, the
conservation of those units can be more easily negotiated.
While this approach presents serious limitations, the fragmentation situation in intensively managed regions requires an urgent
action. The ecology of species is not sufficiently known to help in the areas identification; those studies are expensive and timeconsuming. Records of new species or new
species for the region have been frequent in
the last years, in parallel to the enhancement
of those areas fragmentation. In such circumstances, the proposed model presents as a
pragmatic potential to map and define priority areas for conservation in the landscape
scale, that means, the local scale in which the
conservation or management decisions are
taken.
Model’s Limitations and Potential: There are
different methodological approaches to identify priority areas for conservation. Those approaches reflect distinct purposes and different presuppositions, quite often implicit,
about the conditioning factors to be considered at the moment of implementing conservation activities. The advancements of the
conservation biology science points a clear
tendency that no area identification procedure or algorithm will be considered as universal or suitable to all situations
(Prendergast et al. ,1999; Jennings, 2000;
Grooves et al., 2001; Rothley et al., 2004).
The spatial distribution of remaining priority
units indicates that conservation strategies
should include a system of protected areas
connected with Legal Reservations and
Permanent Preservation Areas in rural properties. Within this context of fragmented
Regional Matrix and particular property of
territory, those strategies participate in the
work jointly with the rural communities, in
search of alternatives for conservation, linked
to territorial development strategies more
compatible with conservation than the current land use system. Thus, cultural, econo-
The guidelines presented in this model point
to the selection of larger areas, with a more
significant nuclear area, a better diversity of
habitats, a better Conservation Status and situated within the context most favorable to
conservation. The combination of those factors has produced a consistent model with
the previously known occurrence areas of indicative species used as control reference. If
data about the occurrence of species are available, they can surely be incorporated to the
206
mic and social aspects of the mosaic should
be incorporated to the scheme of effective
protected area systems.
about the species occurrence or relevant parameters are available (or the possibility of
collecting such data), they can be incorporated to the equation, making, thus, a more robust model.
The implementation of integrated systems of
protected areas can provide a suitable spatial
context, a configuration and connectivity for
conservation of at least some species in the regional scale (Poiani, 2000). Thus, remaining
units and matrixes containing remaining unit
groups can be continuously arranged within
a region or in various adjacent regions for the
species protection with a high territorial demand, like the Maned Wolf (Chrysocyon
brachyurus) or the Cougar (Puma concolor).
Likewise, units in several sizes can be used as
habitats for migratory species like birds, insects or bats.
The selection of priority areas in this model is
founded on qualitative decisions influenced
by the level of available knowledge about natural landscapes and land use systems in the
Regional Matrix. This model reproducibility
is, therefore, limited. On the other hand, the
qualitative analysis is one of the most important model’s references, for producing an approach in multiple scales and identifying factors that can contribute or act in an unfavorable way to the implementation of conservation practices in the local landscape. The interdisciplinary analysis of patterns for the
purpose of remnants mapping and the definition of ecological integrity indicators will certainly produce more consistent results.
CONCLUSIONS
The characteristics of multiple use of resources, landscape fragmentation in the
study scales and importance to preserve the
remaining landscapes were the reference to
develop this paper. The model presented for
priority areas selection in the Regional Matrix
showed to be efficient for the proposed objectives. The Index construction is relatively
simple and direct, producing results considered satisfactory. The mapped priority areas
showed an excellent geographic correspondence with the occurrence areas for known
species, used as control. The model discussed
can be applied to other regions of Campos
Gerais, to select units in local scale, and constitute a regional mosaic of potential areas for
conservation.
By principle, this methodological reference
can be applied to distinct fragmented landscapes with the intensive use of lands, in
wider or more restrict analysis scales, for the
priority area detailing. It can also be applied
to the planning of interconnected protected
areas systems for a certain ecoregion, involving public and private lands. The results
found in this manner allow to direct resources
and conservation efforts in more promising
areas. The perspective is that, from the definition of areas considered essential, integrated
landscape management and conservation programs can be fostered (Rocha & Milano 1997).
REFERENCES
The combination of complementary parameters for the Conservation Priority Index produced a more consistent reference for the
planning of protected area system than the
isolated indexes or methods. Different approaches can emphasize other characteristics
of landscape that are considered essential for
the maintenance of standards and processes
that support biodiversity. If information
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211
English
Book Review
Book Review
Não verás país nenhum
(You Won’t See Any Country)
Ignácio de Loyola Brandão. Rio de Janeiro: Editora Global, 24ª edição (384p) ISBN: 85-260-0199-X
By Ana Cristina Suzina1
world. Brandão speaks about deserts – one in
the Amazon Forest’s region, for example –, of
global heating, full drought, vanishing of
rivers, public forests concession, the Brazilian
territory internationalization, expansion of big
cities, accidents with nuclear power plants,
coastal cities submerged by the sea, total disappearance of the fauna and flora species, among
other natural catastrophes. Throughout the
narrative, it’s explicit that the immoderate use
of natural resources has led to this situation
and caused more poverty, more inequality and
a complete social chaos.
It’s clear, in the narrative, how the destruction
of nature has become worse or made people’s
life impossible, causing deformations, diseases and big limitations to everyday life. In
the city, there are the encampments of populations that migrated from the areas where
the sun kills only for staying exposed for a
short time, and these large human contingents try to invade the areas where there is
still food, even though developed in laboratory. The book tells about the people’s despair,
the lack of perspective and a day by day life
of constant privations.
Imagine a city with no animals anymore, no
more plants, no more rain and the rivers’ beds
are all dry. Foods, beverages and even smells
are artificially produced in laboratories, the
wind doesn’t blow and the sun burns on the
skin until disintegrating the human flesh. This
is São Paulo City, as realized by Loyola
Brandão in the book “Não verás país nenhum”
(You Won’t See Any Country), in an exercise to
take a lacerative relationship between man and
nature to the highest degree.
In some passages, the characters describe the
foods. Since there are no more plants, because
the soil is completely depleted, there is no rain,
nor rivers or wind, a state-of-the-art technology
was developed to produce meals that imitate
the foods’ image just like we know they are,
but with no flavor distinction. “The lack of
smell in those foods come from ministerial industries disturbs me. Who knows how they are
synthesized. If they make water from urine, see
what we are going to eat. Those foods are too
aseptic. They leave a plastic flavor in the throat
that lasts long”, complains the protagonist
The plot’s setting surprises by the anticipation,
made 25 years ago. The history is developed in
São Paulo, but there are constant references
about the whole Brazil and other regions of the
1 Journalist, post graduated in History and Political Sociology student
Book Review
212
while remembering the flavors of the fruits
picked up at the moment at the grandfather’s
yard, in his childhood. In another passage of
the book, the couple goes to the street market to
buy aromas and choose, among the options of
aromas, rain wetting the ground, some types of
plants, cow’s excrement, sidewalk washed in
the summer, etc.
the chainsaw and how it speeded up the deforestation process.
The novel has a more descriptive rather than
lively introduction, which situates the reader in
this imaginary devastation time. Little by little,
the story gains complexity and agility, catching
the attention and curiosity for the next page.
There are strong moments of emotion, thriller
and adventure. The descriptions of sceneries and
personage’s sensations are rich and transport the
reader to this surreal and disturbing scenery.
In the book, São Paulo is divided into strata
formed by several categories that distinguish
from one another by rights of access to parts of
the city, amounts of water tickets granted per
month, some types of transportation. People
walk in line and can only circulate through the
districts where their identifications allow.
Loudspeakers announce immediate death for
those who dare to go out from below the overhangs, which supposedly protect people from
the intense heat.
At several moments, the epopee reminds parts
of the movie Matrix I, like the passage where
Morpheus tells Neil that the reality in which
people live does not exist and, actually, it is
about an illusion projected by a technological
device installed inside their minds. In the
movie, Morpheus explains that in fact, the
world was totally devastated by man, whom
he describes as a parasite that destroyed nature, the source of his own subsistence. Loyola
Brandão also depicts a scenery of technological
advancements to meet the human needs – in
his book, there are no devices connected to people, but the food supposedly has tranquilizing
chemical elements which prevent the population from rebelling before so much inequality
and poverty.
There are descriptions of awkward sceneries,
like the car cemetery in the big overpasses of
hundreds of roads. The main character speaks
about a historic time in which everybody had
and wanted to have more cars, and about how
they had to abandon them at a certain moment,
because they could no longer maintain the vehicles in traffic. “The free-way was crowded
with cars. From one wall to the other, there was
no space. Under the moonlight, darkened radiators, corroded hoods, glasses cracked or covered with dust, broken headlights were seen.
(...) In their immobility, they gave the feeling of
speed”, describes the protagonist.
Throughout the narrative, Brandão leaves up
in the air a question about the possibility of that
society to survive before such annoyance. The
plot seems to have been emerged from the surrealism and causes a double discomfort, for the
agonizing course of the protagonists and the
evident list of steps our real society has already
taken towards the same direction as that realized in the work.
Brandão also describes facts that would have
occurred in the plot’s past, like the dramatic
video that shows the last Brazilian tree’s cut.
The main character shares memories of his
childhood, when his grandfather worked cutting trees down with an ax. He tells how it was
when he saw men annihilating huge forests until getting to the forest patch that was left at the
end, where all the animals were sought shelter.
He tells how the men set fire to this forest patch
and hunted the animals that ran away through
the plain. At this moment of reminiscence, one
of the most touching of the plot, the protagonist speaks about the transition from the ax to
Book Review
The criticism is strong, both to the political decisions made in the past prior to the scenery
described by the book as well as to the people’s
behavior in their relationship with nature. It is
apocalyptic, because it describes an extreme
situation of nature exhaustion as a whole and
social chaos. But, even though, it leads to a reflection, or at least, to the question: would it be
really possible?
213
English
Book Review
Book Review
Valuing Ecosystem Services: Toward Better
Environmental Decision-Making.
Heal, G.M. et all. National Academy Press. Washington, DC, EUA 277 p. 2004.
By Ricardo Y. Tsukamoto, PhD.
Does nature have value? What?
This is the most important definition for human society to be able to decide what to do
with each of the planet’s ecosystems.
However, it is a topic rarely discussed objectively, which has been postponing effective
and long-lasting environmental actions
around the world.
mote more broad-based decision making, the
National Academy of Sciences of the USA organized a review of the subject, as it traditionally does with the more important topics
of science. For such, it formed a committee
comprised of eleven environmental specialists that belong to different areas of knowledge – biological, exact and human. The specialists debated the various aspects of the
subject extensively and concluded by elaborating this work on theoretical and practical
revision. It encompasses everything from the
concepts used to value the ecosystems’ products and services to the decision process.
An ecosystem is not more or less important
simply because it exists. To establish a value
or to value an ecosystem requires the quantification of functions and services carried out
by that ecosystem. Who does it carry these
out for? There are two different points of view
here. The first says that the values of the
ecosystems and their services should be considered non-anthropocentric and that the
non-human species have interests or moral
rights over them. Since this is an essentially
philosophical position it is practically impossible to establish a value. The second point of
view, which adopts an economic concept of
value, considers the anthropocentric values.
This perspective permits the calculation of
costs and benefits associated with eventual
changes in the services provided by the
ecosystem and that until recently were disregarded in the analysis. Thus, the decision to
conserve and restore some ecosystems versus
to continue and expand human activities in
others results from a weighing of this potential conflict based on the value of each ecosystem’s services.
The analyses in the book use the aquatic
ecosystems and their related land environments as a model. Each marine, estuary and
fresh water environment integrates an ecological and hydrological structure that includes riparian zones, terrestrial ecosystems
and subterranean aquifers. Thus, the analysis
always encompasses the aquatic and its related land environment. The authors of the book
consider the principles and practices used to
establish value for an ecosystem’s products
and services to be valid, whether in aquatic or
land situations, to the point where the concepts presented therein can be applied to any
ecosystem.
The 227 page book is divided into 9 chapters:
Table of Contents; 1. Introduction; 2. The
meaning of value and the use of economic
value in the decision process for environmental policy; 3. Aquatic and their related land
To better characterize the complex task of establishing a value for an ecosystem and pro-
Book Review
214
English
Book Review
ecosystems; 4. Non-market methods to establish value; 5. Translation of ecosystem functions into value of ecosystem services: case
studies; 6. Weighing, uncertainty and establishing value; 7. Establishing an ecosystem’s
value: synthesis and future directions;
Annexes: A, B, C and D.
The subject is introduced in a didactic and
linked manner, but the chapters are fully understandable if read separately because each
one contains a summary, conclusions, recommendations and references. Contrasting with
most books written by several authors, this
work does not indicate individual authorship
in the different chapters in order to emphasize the joint elaboration of the entire book by
committee members.
In conclusion, this innovative work appeases
the incorporation of practical economic concepts for analyzing and handling ecosystems
with the assistance of real examples. For
most of us environmental technicians, it provides a new universe where the settings for
using, protecting or restoring ecosystems are
evaluated in a more understandable and
agreeable way of thinking for civil society.
That is why it is an indispensable reading for
environmental analysts and managers.
This work is available for acquisition in the
USA in English as a printed book. It can also
be downloaded in pdf format – for free – on
the publisher’s website: http://www.nap.
edu/catalog/11139.html.
Book Review
215
Datebook
Datebook
52th National Bothanical Congress Biodiversity: Conserving and Using (LVII
Congresso Nacional de Botânica:
“Biodiversidade: Conservação e Uso”)
Organizer: Sociedade Botânica do Brasil
When: 6 -10 November 2006
Where: Gramado – RS – Brazil
Further information:
http://www.57cnbot.com.br/default.asp
3rd International Orchid Conservation
Congress
Organizer: Jardim Botânico Lankester
When: 19 - 23 March 2007
Where: San José – Costa Rica
Further information: www.jardinbotanicolankester.org ou [email protected]
Rethinking Protected Areas in Changing
World
Organizer: The George Wright Society
Biennial conference on parks, protected areas
& cultural sites
When: 16-20 April 2007
Where: St Paul, Minnesota
www.georgewright.org/2007.html
International Congress on “Ecosystem
Services in the Neotropics” (Congreso
Internacional “Servicios Ecosistémicos en
los Neotrópicos”)
Organizer: FORECOS
When: 13 - 19 November 2006
Where: Valdivia – Chile
[email protected] ou
www.forecos.net
1st International Biodiversity Congress:
Working Together for Livelihood Security,
Food Security and Ecological Security for
Life on Earth
When: 22 a 25 de maio de 2007
Where: Bangkok, Thailand
Further information: [email protected]
or [email protected]
4th Ibero-American Symposium on
Environment (IV Simposio Universitario
Iberoamericano sobre Medio Ambiente)
Organizer: Instituto Superior Politécnico José
Antonio Echeverría (ISPJAE)
When: 28 November to 1 December 2006
Where: Havana - Cuba
Further information: [email protected] ou www.cujae.edu.cu
First International Biodiversity Congress
Organizer: Himalyan Resources Institute
and the Mountain Fund
When: 22 a 31 de maio de 2007
Where: Kathmandu, Nepal, Asia
Further information: RAM BHANDARI,
Congress Secretariat, Himalayan Resources
Institute, [email protected]
Regional Wetlands and Water Resources
Meeting
Organizer: USEPA
When: 16 December 2006
Where: Kansas City, United States
Further information: [email protected]
5th Brazilian Congress on Protected Áreas –
International Symposium on Nature
Conservation – 2nd Exhibition on Nature
Conservation (V Congresso Brasileiro de
Unidades de Conservação – Simpósio
Internacional de Áreas Protegidas – II
Mostra de Conservação da Natureza)
Organizer: Fundação O Boticário de Proteção
à Natureza
When: 17 - 21 June 2007
Where: Foz do Iguaçu - Paraná State –
Brazil
Further information: www.fundacaoboticario.org.br
International Conference on the
Environment : Survival and Sustainability
Organizer: Near East University
When: 19 - 24 February 2007
Where: Nicosia - Northern Cyprus
Further information: [email protected] or
http://www.neuconference.org/
Datebook
216
English
Datebook
Landscape Continuity and Change
13th International Symposium on Society
and Resource Management
When: 17-21 June 2007
Where: Park City, Utah
Further information: www.ISSRM2007.org
The 1st European Congress of
Conservation Biology (ECCB) “Diversity
for Europe”
When: 22 -26 August 2007
Where: Eger, Hungary
Further information: ([email protected])
ou http://www.eccb2006.org
9th International Conference on the
Ecology and Management of Alien Plant
Invasions
When: 17–21 September 2007
Where: Perth, Australia
Further information: http://www.congresswest.com.au/emapi9/ or
[email protected]
XVI International Plant Protection
Congress
When: 15 -18 October 2007
Where: Scottish Exhibition & Conference
Center, Glasgow, UK
http://www.bcpc.org/iapps2007
7th International Symposium on Zoology
(VII Simposio Internacional de Zoologia)
Organizer: Instituto de Ecologia y
Sistematica e Sociedad Cubana de Zoologia
When: 12 - 17 November 2007
Where: Lopes de Collantes, Sancti Spiritus,
Cuba
Further information: daysitarb_@T_ecologia.cu
Datebook
217
General guidelines to contribuitors
thods, Results, Discussion, Conclusion
(space permitting and if necessary), Literature Cited. The original texts may not exceed 25 pages.
GENERAL GUIDELINES TO CONTRIBUTORS
OBJECTIVES
GENERAL RULES
Natureza & Conservação is a bilingual (Portuguese and English), biannual journal with
the objectives of promoting discussions, disseminating ideas and presenting the results of
scientific and technical studies regarding the
conservation of nature. The scope may be local, regional, national and global. The articles
should be scientific, philosophical and technical, and address themes that are pertinent to
conservation biology, natural areas management and environmental ethics.
There are no rules regarding the author’s
background or degrees. Those wishing to publish in Natureza & Conservação, however,
should keep in mind that all articles must be
directly related to nature conservation.
Once a manuscript is submitted, the Natureza
& Conservação Editorial Committee understands that it has not been previously published nor has been submitted for consideration
elsewhere. The main author is responsible for
guaranteeing that the submitted manuscript
has been read and approved by all co-authors, all of whom should sign a cover letter.
It is also the main author’s responsibility to
see that the appropriate institutions have approved the manuscript. The Editorial Council
has the right to decide when the article will be
published, once it has been selected for publication. The authors should maintain an original copy of the article, in case damage or loss
happen.
In order to effectively disseminate research
on conservation issues the journal is distributed to more than 400 libraries in Brazil and in
43 other nations.
This initiative of the O Boticário de Proteção à
Natureza Foundation is encompassed within
its mission: To promote and carry on nature
conservation.
SECTIONS
Natureza & Conservação is divided into two
sections:
INSTRUCTIONS FOR CONSIDERATION
OF MANUSCRIPTS
Point of View: Opinions or essays that are based on scientific literature. The structure of
these articles is flexible, and the only restriction applied is that the original text does not
exceed 15 pages and must have abstract, key
words and complete references.
All manuscripts will be reviewed by at least
three experts in the subject area. The Editorial Council will evaluate the merit of part or
all of the manuscript. Recommendations by
the reviewers will be forwarded to the main
author and the Editorial Council will make
the final decision for acceptance of the manuscript.
Scientific and Technical Articles: to present results of scientific studies that draw
on primary or secondary data (compiled,
meta-analysis). These articles will have the
following structure: Title, Abstract, Introduction, Objectives (which may be included
within the Introduction), Material and Me-
Manuscript format
The manuscript should be double-spaced and
be written in Word for Windows version 6.0
218
or newer, formatted on A4 sized paper, in the
font Times New Roman, size 12 for the text,
and 10 for the Literature Cited, and Table and
Figure legends. The text should have one
space between all words, never separating
syllables. Do not use TAB or spaces between
paragraphs. Do not use bold or underline.
Use italics only for scientific names or for
words in Latin, or words in a language other
than that used in the manuscript. Mail four
printed copies and an electronic version in
floppy disk or cd-rom, or e-mail an electronic
version (attaching the article in rich text format, with the “rtf” file extension, and illustrations in “jpg” format).
Words not standardized in the original language: Also in italics (for example, in Portuguese – “…estas informações encontram-se
no site…”, and, in English “…pressure of the
sem terra movement…”).
Tables: Use Word for Windows resources for
creating tables. Do not include vertical lines.
Avoid abbreviations, except where they are
standards for units of measure. The table legend should be preceded by the word Table
and the number to which it belongs. Tables
should be informative and succinct. The first
mention of the table within the text should be
in bold capital letters (i.e. TABLE 3), and subsequent references to the table should be in
capital letters.
The text may be sent in either English or Portuguese, although it is desirable for it to be
submitted in both languages.
Figures and Illustrations: All illustrations
are Figures, and should be consecutively
numbered. Figures will be placed on separate
pages. If the manuscript is sent via e-mail, do
not insert the figures within the text, but rather send them as separate files in format
JPG, with a minimum resolution of 300 dpi.
Figure legends should be placed beneath each
figure, with just the first letter capitalized.
The first reference to a figure should be capitalized and in bold (e.g. FIGURE 5), and subsequent references should be in capital letters.
Space available for figures will depend upon
the decisions of the editors and so the authors
should see that the figure, and text and symbols therein, may be reduced legibly up to
50% of its original size. Authors should avoid
duplication of information between figures
and tables, as well as avoiding the use of irrelevant information (e.g. non-significant digits). Photographs (black and white) should
be sharp, clearly demonstrating the details of
interest, and include a reference scale for distance or measures.
Title: It should be concise and informative,
with a maximum of 15 words. Only the first
word should be capitalized. The subtitles included within the text should be in Caps only, not numbered nor in bold, and left aligned.
Authors: The manuscript should have a title
page that includes the title of the article, the
names of the authors, the title of the authors
and the institution(s) where the author(s) belong(s). The main author’s full mailing address should be included (where correspondence will be sent), including e-mail. Acknowledgements should be included on this page,
space permitting.
Abstract: an abstract should accompany the
text, be informative of the main ideas of the
manuscript, written with single line spacing,
in the form of one paragraph that should not
exceed 200 words. Key words should be provided at the end of the abstract.
Units of measurement: All units will follow
the metric system.
Sources and bibliography: References within the text should include the author’s last
name and the publication year. Examples:
Númenor (1980); (Númenor & Yergos, 1990);
Yergos et al. (1986). If there is more than one
publication by the same author, they should
be separated by letters when in the same year:
Scientific names: in italics (for example, Great Fregatebird Fregata ariel), whenever possible followed by the common name, the first
time it is stated in the text.
219
English
Yergos (1976a, 1976b). Multiple citation
should be separated by semicolon (Fernandez, 2004; Smith, 2001; Klaus & Herbert,
2003). Avoid the use of literature cited
through a non-original source. If this is unavoidable, the reference should include apud,
as in Silva, 1980 apud Yergos, 1981. For Personal communication use: Olmos (2005, pers.
com.). Text transcription should be presented
in italics, between quotation marks, and
should be cited the original text’s reference
and page number. Equations should be typed
using the Winword’s equation editor, and all
symbols should be explained in the text.
Avoid footnotes. Manuscripts in press may be
cited as (Yergos, in press). In the Literature
Cited section, papers should be in alphabetical order, presented as in the following examples:
ta de planalto de Piracicaba, SP. Rev. Bras. Biol.
57: 47-60.
Rolston III, H. 2000. Intrinsic values in nature.
In: Milano, M. S.; Theulen, V. (orgs.). II Congresso Brasileiro de Unidades de Conservação,
Anais, V. I, Conferências e Palestras, Campo
Grande. Pp. 76-84. Rede Nacional Pró-Unidades de Conservação / Fundação O Boticário
de Proteção à Natureza. Campo Grande.
Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos
Recursos Naturais Renováveis (IBAMA).
1989. Lista oficial de espécies da fauna brasileira
ameaçada de extinção. Portaria no 1522, publicada no Diário Oficial da União de 19 de dezembro de 1989.
Runte, Alfred. Why National Parks? George
Wright Forum. Disponível em www.georgewright.org/192runte.pdf . Acesso em
12/08/2003.
Fernandez, F. A. dos S. 2000. O poema imperfeito: crônicas de Biologia, Conservação da Natureza e seus heróis. UFPR / FBPN. Curitiba.
Annexes and appendices: should be included only when absolutely necessary. Arabic
numbering should be used (e.g. ANNEX 1),
followed by its respective legend, each on a
separate page.
Terborgh, J. 1986. Keystone plant resources in
the tropical forest. In: Soulé, M. E. (ed.). Conservation biology: the science of scarcity and diversity. Pp. 330-344. Sinauer Associates. Sunderland.
Olmos, F. 1993. Birds of Serra da Capivara
National Park, in the “caatinga” of north-eastern Brazil. Bird Conservation International 3
(1): 21-36.
AFTER A MANUSCRIPT IS ACCEPTED:
Should the manuscript be accepted for publication, the author will be notified and will
have a maximum of 10 days to send a corrected version. Each author will have the right
to claim five copies of Natureza & Conservação, and an article’s .pdf file.
Tabanez, A. A. J.; Viana, V. M.; Dias, A. S.
1997. Conseqüência da fragmentação e do
efeito de borda sobre a estrutura, diversidade
e sustentabilidade de um fragmento de flores-
Manuscripts should be sent to:
Fundação O Boticário de Proteção à Natureza
Rua Gonçalves Dias, 225
Batel – 80.240-340
Curitiba - Paraná, Brazil
Phone: (55 - 41) 3340-2644 – Fax: (55- 41) 3340-2635
Or by e-mail: natureza&[email protected]
220
Anotações/Notes
Como você pode
colaborar
Os valores do Boticário sempre estiveram
ligados à natureza e ao respeito pelo
meio ambiente. Coerente com esses valores, a empresa destina 1% do seu faturamento líquido para ações de investimento social privado, especialmente mantendo a Fundação O Boticário de Proteção à
Natureza e apoiando seus programas e
projetos de conservação da vida na Terra.
Assim, quando você compra produtos da
marca, está contribuindo com essas ações. Você pode participar diretamente, visitando ou atuando como voluntário na
Estação Natureza, na Reserva Natural
Salto Morato e fazendo contribuições específicas para outros eventos ou projetos
conservacionistas da Fundação.
How you can help
The values of O Boticário always were
linked to nature and to environmental
respect. Coherent with these values, the
company aplplies 1% from its net income in private social investment, specially supporting Fundação O Boticário de
Proteção à Natureza and its programs
and projects for the conservation of life
in Earth. Then, when you buy products
with O Boticário´s brand, you are contributing to those actions. You can participate directly, visiting or acting as a volunteer at Estação Natureza or at Reserva Natural Salto Morato (Salto Morato
Natural Preserve), and making specific
contributions to other conservationist
events or projects of the Fundação.
www.fundacaoboticario.org.br

Estimativa de perda de cobertura vegetal

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