Universidade Federal de Ouro Preto Instituto de Ciências Exatas e

Universidade Federal de Ouro Preto
Instituto de Ciências Exatas e Biológicas
Departamento de Biodiversidade, Evolução e Meio Ambiente
Pós-Graduação em Ecologia de Biomas Tropicais
AVIFAUNA EM FRAGMENTOS DE MATA CILIAR E ÁREAS
ADJACENTES NO BAIXO RIO GRANDE, SUDESTE DO BRASIL
PEDRO DE OLIVEIRA MAFIA
Ouro Preto, MG
2015
PEDRO DE OLIVEIRA MAFIA
AVIFAUNA EM FRAGMENTOS DE MATA CILIAR E ÁREAS
ADJACENTES NO BAIXO RIO GRANDE, SUDESTE DO BRASIL
Dissertação apresentada ao Departamento
de Biodiversidade, Evolução e Meio
Ambiente da Universidade Federal de
Ouro Preto-MG, como requisito parcial
para obtenção do grau de Mestre em
Ecologia de Biomas Tropicais.
Orientador: Dr. Cristiano Schetini de Azevedo
Ouro Preto, MG
2015
ii
iii
iv
PRÓLOGO
Ei, pintassilgo
Oi, pintarroxo
Melro, uirapuru
Ai, chega-e-vira
Engole-vento
Saíra, inhambu
Foge, asa-branca
Vai, patativa
Tordo, tuju, tuim
Xô, tié-sangue
Xô, tié-fogo
Xô, rouxinol, sem-fim
Some, coleiro
Anda, trigueiro
Te esconde, colibri
Voa, macuco
Voa, viúva
Utiariti
Bico calado
Toma cuidado
Que o homem vem aí
O homem vem aí
O homem vem aí
Ei, quero-quero
Oi, tico-tico
Anum, pardal, chapim
Xô, cotovia
Xô, ave-fria
Xô, pescador-martim
Some, rolinha
Anda, andorinha
Te esconde, bem-te-vi
Voa, bicudo
Voa, sanhaço
Vai, juriti
Bico calado
Muito cuidado
Que o homem vem aí
O homem vem aí
O homem vem aí
Chico Buarque
3
DEDICATÓRIA
À memória de minha amada mãe Conceição...
4
AGRADECIMENTOS
Meus sinceros agradecimentos:
Ao meu orientador Cristiano Schetini de Azevedo, pela oportunidade concedida, pelos
ensinamentos, paciência e orientação.
À professora Yasmine Antonini, pela oportunidade de participar do projeto “Efetividade
e sustentabilidade das matas ciliares do Reservatório de Volta Grande na conservação
de processos ecológicos e biodiversidade”, a partir do qual foi possível desenvolver esta
dissertação.
À equipe de botânica (prof. Hildeberto Caldas de Sousa, prof.ª Maria Cristina Braga
Messias, profª Ana Paula Fortuna e Auria Tonaco) pela concessão dos dados referentes
à fitossociologia dos fragmentos de mata ciliar estudados.
À professora Maria Augusta Fujaco, pelo tratamento e disponibilização das imagens
Landsat das áreas de estudo.
À minha amada esposa, amiga e companheira Daniela Boanares, por todo o apoio,
paciência e compreensão durante todos os momentos. Sem você nada disso seria
possível, sem você não teria motivos para querer sempre dar o melhor de mim.
Obrigado por todo amor, carinho e companheirismo! Você é minha inspiração! Te amo!
À Graziella França Monteiro, pelas imprescindíveis contribuições às análises estatísticas
desenvolvidas no estudo.
Aos amigos que conheci em Ouro Preto e que agora fazem parte da minha vida: Cláudia
Lima, Ana Carolina Lima, André Santiago, Antonella Tonidandel, Fernanda Fonseca,
Matheus Rocha, Ricardo Brandão, Eduardo Franco, Márcia Lima, Roberta Barletta,
Cristina Borges, Mariana Monteiro, Jaqueline Alves, Maurílio Figueiredo. Sou muito
grato a todos vocês por todos os bons momentos compartilhados nesta cidade!
Ao amigo Gabriel Penido, pelas contribuições com sugestões ao estudo.
Aos amigos Marcelo Ferreira Vasconcelos, Luciano Faria, Wagner Nogueira e Renata
Alquezar pelo auxílio na identificação de algumas vocalizações-mistério!!!!
Ao programa de pós-graduação em Ecologia de Biomas Tropicais, às secretárias e
funcionários, em especial ao Rubens pela presteza de sempre.
À CEMIG / FAPEMIG pela concessão da bolsa de estudos.
À CEMIG / UFOP por todo apoio técnico e logístico durante a execução dos trabalhos
de campo.
Aos membros da banca pelas sugestões ao trabalho.
5
RESUMO
As florestas tropicais estão sendo devastadas através do desmatamento e da
fragmentação do habitat. Este processo leva à interrupção de habitats grandes e
contínuos e à formação de uma paisagem composta por fragmentos menores e isolados
do habitat original, envoltos por uma matriz pobremente diversificada. Sobre a
comunidade de aves, a fragmentação leva à redução da riqueza de espécies florestais, à
inibição à dispersão, à diminuição da diversidade genética e à redução no fitness. As
aves, por sua relativa facilidade de detecção na natureza, pelo alto nível de
conhecimento sobre sua classificação taxonômica e por suas respostas rápidas às
alterações ambientais, atuam como um importante grupo bioindicador no manejo de
paisagens terrestres. No Cerrado, as matas ciliares correspondem às formações florestais
associadas aos cursos d’água sendo consideradas habitats importantes para a
manutenção de uma elevada riqueza local da avifauna. Diversos autores têm alertado
para a importância de se conservar as matas ciliares, porém, uma significativa parcela
de matas ciliares da região sudeste do Brasil tem sido destruída. O presente estudo teve
como objetivo principal verificar se a sazonalidade e variáveis ambientais influenciam a
riqueza e a composição da comunidade de aves em cinco áreas localizadas ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil. Durante oito meses, entre abril
2013 e janeiro 2014, a comunidade de aves destas áreas foi amostrada através de três
metodologias: pontos fixos, transecções e captura com redes de neblina. Foram
registradas 225 espécies distribuídas em 58 famílias e 24 ordens. Através de Modelos
Lineares Generalizados (GLMs) foi possível verificar que a riqueza de aves das matas
ciliares foi influenciada positivamente pelo tamanho dos fragmentos, pela riqueza e
abundância de espécies vegetais e pela cobertura florestal na paisagem circundante aos
fragmentos. Já a urbanização influenciou negativamente. A riqueza e composição da
avifauna variaram significativamente entre as estações seca e chuvosa. Assim sendo, o
presente estudo contribui para o conhecimento de como e quais variáveis ambientais
estão envolvidas na dinâmica da avifauna em uma região fortemente fragmentada e
impactada por ações antrópicas, permitindo o desenvolvimento de adequados planos de
manejo a fim de garantir a efetiva conservação da avifauna local.
Palavras-chave: Cerrado; comunidade de aves; conservação; fragmentação; guildas
tróficas.
6
ABSTRACT
Tropical forests are being devastated by deforestation and habitat fragmentation. This
process leads to disruption of major and continuous habitat and to formation of a
landscape composed of smaller and isolated fragments from the original habitat,
surrounded by a poorly diverse array. On the bird community, fragmentation leads to a
reduction of forest species richness, to inhibiting the dispersion, to a reduction of
genetic diversity and in fitness. The birds, by their relative facility of detection in
nature, by the high level of knowledge about their taxonomic classification and by its
rapid responses to environmental changes, act as an important bio-indicator group in the
terrestrial landscapes management. In the Cerrado, the riparian forests correspond to
forest formations associated with watercourses being considered important habitats for
maintaining high local birdlife richness. Several authors have warned of the importance
to conserving riparian forests, however, a significant portion of riparian forests of
southeastern Brazil has been destroyed. This study aimed to verify if the seasonal and
environmental variables influence the richness and the bird community composition in
five areas located along the reservoir of UHE Volta Grande, southeastern Brazil. For
eight months between April 2013 and January 2014, the bird community of these areas
was sampled through three methods: point counts, transects and capture with mist nets.
225 species distributed in 58 families and 24 orders were recorded. Through
Generalized Linear Models (GLMS) was observed that the birds richness of riparian
forests was positively influenced by the patch size, by the richness and abundance of
plant species and by the forest cover in the surrounding landscape. Urbanization
influenced negatively. The richness and composition of the avifauna varied significantly
between the dry and rainy seasons. Thus, this study contributes to the knowledge of
how and what environmental variables are involved in the dynamics of birds in a region
heavily fragmented and impacted by human activities, enabling the development of
adequate management plans to ensure the effective conservation of local avifauna.
Key-words: Bird communities; Cerrado; conservation; fragmentation; trophic guilds.
7
SUMÁRIO
ÍNDICE DE FIGURAS E TABELAS.............................................................................. 9
INTRODUÇÃO.............................................................................................................. 12
MATERIAL E MÉTODOS............................................................................................ 19
Área de estudo: descrição geral ............................................................................. 19
Métodos ................................................................................................................. 29
Levantamento Qualitativo ..................................................................................... 29
Levantamento Quantitativo ................................................................................... 29
Estrutura da comunidade ...................................................................................... 30
Variáveis fitossociológicas .................................................................................... 32
Análise de dados.................................................................................................... 32
RESULTADOS .............................................................................................................. 35
Riqueza e curvas de acumulação de espécies ....................................................... 35
Efeito das variáveis ambientais e da sazonalidade sobre a riqueza e composição
de espécies ................................................................................................................ 38
Similaridade de Jaccard........................................................................................ 44
Índice Pontual de Abundância (IPA)..................................................................... 45
Frequência de Ocorrência (FO)............................................................................ 47
Hábitos Alimentares e Guildas Tróficas ............................................................... 48
Dependência a habitats florestais ......................................................................... 51
Espécies endêmicas ............................................................................................... 53
Espécies migratórias ............................................................................................. 53
Espécies ameaçadas de extinção........................................................................... 54
DISCUSSÃO .................................................................................................................. 57
CONCLUSÕES E IMPLICAÇÕES PARA A CONSERVAÇÃO DA AVIFAUNA NA
REGIÃO DO BAIXO RIO GRANDE ........................................................................... 80
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ........................................................................... 82
ANEXO A ...................................................................................................................... 98
8
ÍNDICE DE FIGURAS E TABELAS
Figuras
Figura 1. Localização das áreas amostrais ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, no
baixo rio Grande, sudeste do Brasil.......................................................................................22
Figura 2. Imagens Landsat das cinco áreas de estudo por classes de uso e ocupação do
solo: (A) Área 1, (B) Área 2, (C) Área 3, (D) Área 4 e (E) Área 5. Para a classificação,
considerou-se um buffer de três quilômetros a partir de um ponto central do fragmento
de mata ciliar escolhido para o estudo.............................................................................23
Figura 3. Média de precipitação pluviométrica (mm) entre 1994 a 2012 para a região
onde o estudo foi desenvolvido; barras em branco (estação seca) e barras em cinza
(estação chuvosa).............................................................................................................24
Figura 4. Ambientes amostrados nas áreas de estudo: (A) Área 1 – Mata Ciliar, (B)
Área 1 – vista geral da matriz, (C) Área 2 – Mata Ciliar, (D) Área 2 – Seringal (matriz),
(E) Área 3 – Mata Ciliar, (F) Área 3 – Canavial (matriz), (G) Área 4 – Mata Ciliar, (H)
Área 4 – Lago (matriz), (I) Área 5 – Mata Ciliar e (J) Área 5 – Canavial e rodovia
(matriz)............................................................................................................................28
Figura 5. Figura 5. Curva cumulativa de espécies e curva de riqueza estimada segundo
o cálculo de Jackknife 1, para as cinco áreas de estudo localizadas ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil: (A) Global, (B) Área 1, (C) Área
2, (D) Área 3, (E) Área 4 e (F) Área 5. As barras verticais representam o desvio padrão
da estimativa....................................................................................................................37
Figura 6. Relação positiva significativa entre a riqueza de espécies de aves no interior
das matas ciliares e o tamanho (km2) dos fragmentos de mata ciliar das cinco áreas de
estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do
Brasil................................................................................................................................39
Figura 7. Relação positiva significativa entre a riqueza de espécies de aves no interior
das matas ciliares e a riqueza de espécies arbóreas nos fragmentos de mata ciliar das
cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil..............................................................................................................40
Figura 8. Relação positiva significativa entre a riqueza de espécies de aves no interior
das matas ciliares e a abundância de indivíduos arbóreos nos fragmentos de mata ciliar
das cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil..............................................................................................................40
Figura 9. Relação positiva significativa entre a riqueza de aves no interior das matas
ciliares e o tamanho dos fragmentos florestais adjacentes localizados nos habitats
matrizes das cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta
Grande, sudeste do Brasil................................................................................................42
9
Figura 10. Relação negativa significativa entre a riqueza de aves no interior das matas
ciliares e o tamanho das monoculturas de cana-de-açúcar localizadas nos habitats
matrizes das cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta
Grande, sudeste do Brasil................................................................................................42
Figura 11. Relação negativa significativa entre a riqueza de aves no interior das matas
ciliares e o tamanho das áreas urbanas localizadas nos habitats matrizes das cinco áreas
de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do
Brasil................................................................................................................................43
Figura 12. Análise de escalonamento multidimensional não-métrico (NMDS) para
ordenação e visualização gráfica da análise Permanova para a composição da
comunidade de aves registrada nas estações seca e chuvosa...........................................44
Figura 13. Cladograma obtido a partir do Índice de Similaridade de Jaccard para as
cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil..............................................................................................................45
Figura 14. Curva de ranqueamento por ordem decrescente de abundância das espécies
de aves registradas nas cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da
UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.............................................................................46
Figura 15. Distribuição das espécies de aves registradas nas cinco áreas de estudo
localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil, de acordo
com as guildas tróficas....................................................................................................49
Figura 16. Número de espécies de aves dependentes de habitats florestais registradas
em cada área de estudo. Letras diferentes representam diferenças estatisticamente
significativas apontadas pelos testes Q de Cochran e o post-hoc de
McNemar.........................................................................................................................52
Figura 17. Número de espécies de aves dependentes de habitats florestais registradas no
interior dos fragmentos de mata ciliar em cada área de estudo. Letras diferentes
representam diferenças estatisticamente significativas apontadas pelos testes Q de
Cochran e o post-hoc de McNemar.................................................................................53
Figura 18. Número de espécies migratórias registradas em cada área de estudo. Letras
diferentes representam diferenças estatisticamente significativas apontadas pelos testes
Q de Cochran e o post-hoc de McNemar........................................................................54
Tabelas
Tabela 1. Tamanho (km2) e porcentagem (%) das classes de uso o ocupação do solo a
partir de um buffer de 3 km das cinco áreas de estudo localizadas ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil....................................................27
Tabela 2. Valores de riqueza observada, riqueza estimada (Jacknife 1) e percentual
correspondente à representatividade da riqueza observada em relação à estimada para as
cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil..............................................................................................................37
10
Tabela 3. Número de espécies de aves registradas por habitat (mata ciliar e matriz) nas
cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil..............................................................................................................38
Tabela 4. Resultado do modelo GLM (Poisson) para a relação entre riqueza de aves das
matas ciliares e as variáveis: tamanho do fragmento de mata ciliar (km2), riqueza e
abundância botânica e estratificação vertical referentes aos cinco fragmentos de mata
ciliar estudados ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do
Brasil................................................................................................................................39
Tabela 5. Resultado do modelo GLM (Poisson) para a relação entre riqueza de aves e
as variáveis relacionadas ao tamanho (km2) das classes de uso e ocupação do solo das
cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil..............................................................................................................41
Tabela 6. Número de espécies e porcentagem referente aos valores de IPA global e de
cada área estudada, ordenado por classes de IPA............................................................46
Tabela 7. Freqüência de Ocorrência (F.O.) da comunidade de aves registrada nas cinco
áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do
Brasil................................................................................................................................47
Tabela 8. Número de espécies de aves registradas para cada área de estudo localizada
ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil, de acordo com o
Hábito Alimentar.............................................................................................................50
Tabela 9. Número de espécies de acordo com as guildas tróficas, separadas por
ambientes (mata X matriz) para cada uma das cinco áreas de estudo localizadas ao
longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil. * valores de riqueza que
diferiram estatisticamente entre os ambientes dentro de cada área, segundo o teste Q de
Cochran............................................................................................................................50
Tabela 10. Número de espécies de aves registradas e porcentagem de acordo com a
Dependência a habitats florestais para cada área de estudo localizada ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil....................................................52
Tabela 11. Espécies de aves incluídas em alguma categoria de ameaça de extinção,
registradas nas cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta
Grande, sudeste do Brasil................................................................................................55
11
INTRODUÇÃO
As florestas tropicais estão sendo devastadas rapidamente através do
desmatamento e da fragmentação do habitat, que são as principais causas da perda de
biodiversidade (Watson et al. 2004, Arriaga-Weiss et al. 2008, Dahal et al. 2015). A
fragmentação de habitats tem se tornado um dos temas mais frequentemente abordados
pela biologia da conservação quando se considera alterações ambientais causadas pelo
homem (Haila 2002, Selmi e Boulinier 2003, Castaño-Villa et al. 2014). Dentre estas
alterações, o desmatamento para a formação de monoculturas agrícolas, pastagens e
áreas urbanas são consideradas como as principais causadoras do declínio da
biodiversidade neotropical (Dirzo e Raven 2003). Globalmente, pastagens e áreas de
cultivo ocupam aproximadamente 35-40% da superfície terrestre (Bowen et al. 2009).
A fragmentação florestal pode ser definida como um processo de interrupção de
habitats grandes e contínuos, mediante a formação de uma paisagem composta por
fragmentos menores e isolados do habitat original, envoltos por uma matriz pobremente
diversificada e pouco permeável ao fluxo gênico (e.g. plantações, pastagens e centros
urbanos) (Haila 2002, Fahrig 2003). A relação entre o tamanho dos fragmentos e sua
forma, leva a criação de amplas zonas de contato entre o habitat original e os habitats
alterados (Ockinger et al. 2009, Uezu e Metzger 2011). Consequentemente, as
populações animais e vegetais presentes nos fragmentos não estão apenas reduzidas e
subdivididas, mas também expostas a uma série de mudanças bióticas e abióticas,
associadas ao “efeito de borda” (Watson et al. 2004, Seaman e Schulze 2010).
Os efeitos ecológicos da fragmentação estão, principalmente, associados ao
conjunto de características físicas, antrópicas e biológicas dos fragmentos, onde o
aumento do efeito de borda e a redução de habitats favoráveis podem afetar as taxas de
predação e reprodução de determinadas espécies, bem como, alterar a disponibilidade
de recursos alimentares (Stratford e Stouffer 1999, Uezu e Metzger 2011). As alterações
microclimáticas, especialmente o aumento na luminosidade e diminuição da umidade
que se seguem ao processo de destruição e fragmentação, expulsam espécies mais
sensíveis, principalmente aquelas que habitam o sub-bosque florestal (Laurance et al.
2002). Esses fatores podem ser cruciais na redução de espécies raras ou dependentes de
microhabitats específicos existentes no interior de remanescentes florestais, por
exemplo (Driscoll et al. 2013, Cid e Caviedes-Vidal 2014, Freeman et al. 2015).
12
O processo de fragmentação florestal afeta diretamente a riqueza e a composição
da avifauna, principalmente na região tropical onde, atualmente, existem os mais altos
níveis de destruição de florestas e onde as aves são, geralmente, mais especializadas
quanto às suas técnicas de forrageio e na utilização de habitats mais específicos (Aleixo
e Vielliard 1995, Chang et al. 2013). Entre as consequências do processo de
fragmentação sobre a comunidade de aves está a redução na abundância e riqueza de
espécies que habitam o interior de florestas, inibição à dispersão, diminuição da
diversidade genética e redução no fitness em populações isoladas devido ao aumento da
predação de ninho e parasitismo da ninhada e redução no sucesso de acasalamento
(Stratford e Stouffer 1999, Haila 2002, Seaman e Schulze 2010, Shanahan et al. 2011).
Cada grupo de aves responde à fragmentação de maneira diferenciada sendo
uma tendência, em ambientes com grandes alterações ambientais, o aumento de aves
onívoras e insetívoras menos especializadas e decréscimo de frugívoras e insetívoras
mais especializadas (Motta-Júnior 1990, Edwards et al. 2013). Espécies que toleram ou
utilizam a matriz são capazes de persistirem em fragmentos muito pequenos,
provavelmente por serem hábeis em se mover entre os mesmos e por explorarem uma
variedade maior de habitats (Lens et al. 2002, Sekercioglu et al. 2002). Desta forma, um
esforço de conservação bem sucedido requer o conhecimento sobre quais são as
espécies remanescentes nos fragmentos após a alteração do habitat (Eken 2004, Scherer
et al. 2005).
De forma geral, o processo de fragmentação, que converte habitats contínuos em
fragmentos menores e isolados, está negativamente relacionado com a riqueza de
espécies de aves (Husté e Boulinier 2011). Fragmentos maiores tendem a apresentar
maior riqueza de aves em comparação a fragmentos pequenos (Ockinger et al. 2009,
Uezu e Metzger 2011). Outras variáveis ambientais como, por exemplo, a complexidade
estrutural da vegetação, a riqueza e abundância de espécies vegetais e altos níveis de
cobertura florestal na paisagem circundante aos fragmentos, estão positivamente
correlacionados, tanto a nível local quanto regional, com maiores valores de riqueza de
espécies de aves (Suarez-Rubio e Thomlinson 2009, Reid et al. 2014, Dahal et al.
2015). Em contrapartida, altos níveis de urbanização na paisagem estão frequentemente
relacionados com baixa riqueza de aves (Leveau e Leveau 2012).
As aves, por sua relativa facilidade de detecção na natureza, pelo alto nível de
conhecimento sobre sua classificação taxonômica e sistemática, e por suas respostas
rápidas às alterações ambientais, são apontadas como um importante grupo bioindicador
13
no manejo de paisagens terrestres (Turner 1996, Sick 1997). Assim, viabilizam a
definição de medidas de proteção e a criação de refúgios naturais para a fauna, podendo
atuar como espécies “guarda-chuvas” em programas de proteção da biodiversidade
(Ridgely e Tudor 1994, Stotz et al. 1996, Sick 1997). O conhecimento das exigências
ecológicas de muitas famílias, gêneros e espécies de aves pode ser suficiente em
diversas situações para indicar condições ambientais às quais são sensíveis (Donatelli et
al. 2004).
A avifauna brasileira é composta por 1.901 espécies entre residentes e
migratórias (CBRO 2014), o que faz do país o segundo com a maior diversidade de
espécies de aves no mundo, superado apenas pela Colômbia. Esta riqueza corresponde a
quase metade das aves descritas para a Região Neotropical, atualmente estimada em
aproximadamente 4000 espécies (Silveira et al. 2009). No estado de Minas Gerais é
constatada a ocorrência de 785 espécies (Drummond et al. 2005), ou seja, 41% do total
de aves catalogadas para todo o Brasil. Dessas, 113 espécies estão sob algum tipo de
ameaça de extinção: 23 espécies estão na categoria Vulnerável de ameaça de extinção,
39 espécies são classificadas como Em Perigo e 51 espécies estão Criticamente
Ameaçadas (COPAM 2010). Em São Paulo há registros confiáveis de que 789 espécies
ocorrem no estado, sendo que 171 delas (22%) estão incluídas em alguma categoria de
ameaça de extinção: 69 espécies na categoria Vulnerável, 33 espécies na categoria Em
Perigo e outras 69 espécies na categoria Criticamente Ameaçadas (Bressan et al. 2009).
Em ambos os estados, a maior ameaça às espécies de aves é a degradação dos ambientes
naturais com a consequente fragmentação e perda de habitats (Drummond et al. 2005,
Bressan et al. 2009).
O Cerrado, bioma predominante na região de estudo, é o segundo maior bioma
brasileiro, estendendo-se por uma área de aproximadamente 2 milhões de Km2 (Ratter
et al. 1997, Pinheiro e Monteiro 2010). É caracterizado por um mosaico de formações
vegetais em um gradiente que se constitui principalmente de cinco formações savânicas:
(i) cerradão, uma formação mais florestal; (ii) cerrado sensu strictu, formação mais
arbustiva, com árvores esparsas; (iii) campo cerrado, formação mais arbustiva e com
poucas árvores; (iv) campo sujo, formado por gramíneas com poucos arbustos e (v)
campo limpo, predominantemente graminoso. Além destas formações vegetais, o
Cerrado ainda apresenta enclaves de mata seca, campos rupestres em grandes altitudes e
as matas ciliares ao longo dos rios e córregos (MMA 2007).
14
Essa diversidade de formações vegetais somada à grande influência exercida
pelos biomas adjacentes, como Floresta Atlântica, Floresta Amazônica, Caatinga e
Chaco conferem ao Cerrado uma grande diversidade de espécies (Ratter et al. 1997,
Myers et al. 2000, Silva e Bates 2002). A drástica perda de vegetação original em um
curto período de tempo devido à ação antrópica associada à grande diversidade de
espécies, levou a classificação do Cerrado como um dos 34 hotspots terrestres mundiais
(Ratter et al. 1997), e também como a maior, mais rica e provavelmente mais ameaçada
região de savanas tropicais do mundo (Silva e Bates 2002). Com relação à avifauna, a
região do Cerrado possui 837 espécies de aves (Silva 1995, Stotz et al. 1996), das quais
30 são endêmicas e 14 ameaçadas (Silva 1995, Zimmer et al. 2001).
Entre as fitofisionomias que podem ser encontradas no bioma Cerrado, as Matas
Ciliares correspondem às formações florestais associadas aos cursos d’água (MMA
2007). De acordo com Ribeiro e Dias (2007), o termo “mata ciliar” refere-se à
vegetação florestal encontrada às margens dos rios de médio e grande porte e o termo
“mata de galeria” à vegetação florestal existente ao longo de riachos de pequeno porte e
córregos dos planaltos do Brasil Central, formando corredores fechados (galerias) sobre
o curso d’água. Porém, na ornitologia, os termos “mata ciliar”, “mata de galeria”, ou
“floreta ripária” são equivalentes, sendo empregado, sempre que necessário, para
designar as formações florestais que acompanham os cursos d’água e contrastam com os
ambientes circunvizinhos, geralmente abertos (Silva e Vielliard 2000, Barreto 2002).
Estas áreas são consideradas habitats importantes para a manutenção de uma
elevada riqueza local da avifauna por servir como refúgio para muitas espécies ao atuar
como ambiente tampão durante a estação seca (Silva e Vielliard 2000, Anjos et al.
2007, Luther et al. 2008). Mais da metade das espécies de aves que ocorrem no
Cerrado, mesmo sendo características de ambientes abertos, dependem das matas
ciliares para se reproduzir (Silva 1995, Silva e Bates 2002). Sabe-se que muitas espécies
de aves desempenham importantes papéis em diversos processos ecológicos em
formações de matas ciliares como, por exemplo, a polinização e a dispersão de
sementes. Tais processos são relevantes não só para a manutenção, mas também para a
recuperação destes ecossistemas (Reys et al. 2005). Além dessa importância como
habitat para a fauna, as matas ciliares também são importantes no auxílio da
estabilização dos bancos de terra às margens dos rios ao contribuírem com a redução de
processos erosivos e na contenção de sedimentos, por realizarem o tamponamento e
15
filtragem de nutrientes e/ou agrotóxicos e pela interceptação e absorção da radiação
solar (Peak e Thompson III 2006, Smith et al. 2008).
As matas ciliares possuem uma elevada heterogeneidade de habitats em um
espaço relativamente pequeno quando comparado com outras fisionomias florestais.
Esta heterogeneidade pode ser explicada devido à interação entre a disponibilidade de
água, luz e o nível do lençol freático com as mínimas variações em topografia,
fertilidades de solos e estrutura da vegetação no interior destes ambientes (Brown-Jr
2001, Godinho et al. 2010). Tais ambientes têm condições de atrair uma diversidade
biológica considerável, favorecendo organismos exigentes de sombra, água, nutrientes
específicos ou outros recursos mais raros ou ausentes nos ambientes adjacentes mais
abertos e com solos menos úmidos e ricos (Brown-Jr 2001). Matas ciliares muitas vezes
cumprem o papel de corredores ecológicos proporcionando habitats para muitas aves
durante a migração e durante a dispersão dos juvenis (Seaman e Schulze 2010).
Diversos autores têm abordado em seus estudos a importância de se conservar as
matas ciliares (Vielliard e Silva 1990, Almeida et al. 1999, Anjos et al. 2007, SuarezRubio e Thomlinson 2009, Bueno et al. 2012). Entretanto, uma significativa parcela de
matas ciliares da região sudeste do Brasil tem sido destruída para dar lugar às pastagens,
à produção agrícola, aos reservatórios de usinas hidrelétricas, à exploração florestal, ao
garimpo e à expansão de áreas urbanas, restando nas margens dos cursos dos rios, quase
que somente matas secundárias, por vezes bastante degradadas (Rodrigues e Gandolfi
2000, Barreto 2002). Diante esta realidade, a recuperação ambiental de matas ciliares,
também conhecidas como Áreas de Preservação Permanente segundo o Código
Florestal Brasileiro – Lei Federal Nº 12.651/2012, tem se tornado uma tentativa de
remediar os danos antrópicos causados a estes ambientes (Rodrigues e Gandolfi 2000,
Barreto 2002, Lucindo 2011).
Trabalhos que visam a recuperação de ecossistemas degradados são bastante
antigos (Rodrigues e Gandolfi 1996, 2000, Araújo et al. 2005, Boanares e Azevedo
2014). Entretanto, via de regra, eles se caracterizam por uma atividade sem vínculos
estreitos com concepções teóricas. Só recentemente a recuperação de áreas degradadas
adquiriu o caráter de uma área de conhecimento técnico-científico (Cole et al. 2010). A
prática de reflorestamentos ciliares acontece, de modo geral, por iniciativa de
proprietários rurais ou de empresas que procuram recuperar uma área degradada,
considerada como passivo ambiental, obrigados ou não pelo poder público que, por sua
16
vez, não estabelece de forma obrigatória a adoção de projetos embasados
cientificamente (Barreto 2002).
Silva e Vielliard (2000) recomendam que estudos abordando comunidades de
aves em ambientes de mata ciliar devem levar em consideração o papel regulador que
estas têm sobre a composição e estrutura das assembléias de aves pela acomodação
temporária, durante períodos críticos, de parcela significativa da avifauna proveniente
de complexos vegetacionais vizinhos. Além disso, estudos realizados em ambientes
fragmentados devem levar em conta não somente a área do fragmento em si, mas
também o habitat circundante. Tais fragmentos raramente são circundados por um meio
ecologicamente neutro ou inóspito, mas sofrem influências das áreas adjacentes, e seus
efeitos podem ser mais importantes do que os processos que ocorrem dentro deles
(Wethered e Lawes 2003, Donatelli et al. 2004, Perry et al. 2011).
No Brasil, alguns estudos abordando a comunidade de aves em formações
ciliares já foram desenvolvidos nas duas ultimas décadas (Cintra e Yamashita 1990,
Vielliard e Silva 1990, Lins 1994, Almeida et al. 1999, Barreto 2002, Anjos et al. 2007,
Lucindo 2011, Brummelhaus 2012), porém, este número ainda é pouco significativo ao
se considerar a extensão de matas ciliares existentes em todo o território nacional,
faltando, sobretudo, levantamentos quantitativos de comunidades que permitam analisar
as correlações entre a estrutura da avifauna e a composição florística nestes ambientes
(Almeida et al. 1999, Silva e Vielliard 2000).
Diante esta realidade, é de extrema importância o desenvolvimento de estudos
que tenham por objetivo conhecer a composição e a estrutura da comunidade de aves
em regiões dominadas pelo bioma Cerrado, principalmente em áreas de mata ciliar, a
fim de se obter dados mais precisos a respeito da dinâmica desta comunidade. Com isso,
serão disponibilizados dados que subsidiarão o desenvolvimento de adequados planos
de manejo e conservação da biodiversidade nestes locais.
Assim sendo, o presente estudo teve como objetivo principal verificar se a
sazonalidade e variáveis ambientais influenciam a riqueza e a composição da
comunidade de aves em cinco áreas localizadas às margens do rio Grande, ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil. Para isso, algumas hipóteses
foram formuladas a fim de direcionar o estudo: 1ª) a riqueza de aves no interior dos
fragmentos de mata ciliar é influenciada pelo tamanho dos fragmentos, considerando a
predição de que a riqueza de aves será maior nos fragmentos maiores; 2ª) a riqueza de
aves no interior dos fragmentos de mata ciliar é influenciada pela riqueza e abundância
17
de espécies vegetais arbóreas desses fragmentos, considerando a predição de que a
riqueza de aves será maior nos fragmentos com maiores riqueza e abundância de
espécies vegetais arbóreas; 3ª) a estratificação vertical dos fragmentos de mata ciliar
influencia a riqueza de aves desses fragmentos, considerando a predição de que a
riqueza de aves será maior nos fragmentos com estratos verticais mais densos; 4ª) a
riqueza de aves no interior dos fragmentos de mata ciliar é influenciada pelo uso e
ocupação do solo dos habitats matrizes adjacentes, considerando a predição de que a
riqueza de aves será maior nos fragmentos cujas matrizes apresentem maiores
porcentagens de cobertura florestal e menor porcentagem de áreas abertas; 5ª) a riqueza
e a composição da comunidade de aves (espécies registradas dentro e fora das matas
ciliares) variam temporalmente entre as estações seca e chuvosa, considerando a
predição de que na estação chuvosa será registrada maior riqueza de aves em função dos
deslocamentos de espécies migratórias em direção às regiões tropicais. O estudo ainda
teve como objetivo secundário caracterizar a comunidade de aves quanto à (i)
frequência de ocorrência, (ii) guildas tróficas, (iii) endemismos, (iv) condição
migratória, (v) dependência a habitats florestais e o (vi) status de conservação das
espécies.
18
MATERIAL E MÉTODOS
Área de estudo: descrição geral
A bacia hidrográfica do rio Grande (Figura 1) pertence à bacia do rio Paraná,
uma das maiores do Brasil, que ocupa cerca de 10% do território nacional (891.309
km2). Drena áreas da região sul, sudeste e centro-oeste, constituindo, juntamente com a
bacia do rio Paraguai e do rio Uruguai, a grande bacia do rio Prata. A bacia do rio
Grande, segunda maior do estado, drena 15% do seu território e ocupa uma área de
cerca de 161.000 km2, sendo que 60%, aproximadamente 86.500 Km2, pertencem ao
estado de Minas Gerais e o restante, ao estado de São Paulo. Nesta bacia é gerada cerca
de 70% de toda energia elétrica do estado de Minas Gerais (Paiva et al. 2002).
As águas do rio Grande nascem em Minas Gerais, na serra da Mantiqueira a uma
altitude de 1.980 metros, próximo aos municípios de Alagoa e Bocaina de Minas. O rio
Grande percorre uma distância de 1.301 km desde sua cabeceira até sua foz. A partir da
nascente, seu curso tem uma orientação SO-NE até a divisa dos municípios de Lima
Duarte e Bom Jardim de Minas. Mais a jusante, passa a correr para o Sul até a barragem
de Jaguará, município de Sacramento. A montante de Jaguará, à altura do reservatório
de Estreito, o rio Grande passa a receber as águas dos rios do estado de São Paulo, e
serve de divisa entre este estado e Minas Gerais. O rio muda então seu curso e passa a
correr segundo a direção E-O até sua confluência com o rio Paranaíba, originando o Rio
Paraná (Castro 2001).
Seus principais tributários são: rio das Mortes, Jacaré, Uberaba e Verde à
margem direita; e rio Aiuruoca, Cervo, Sapucaí, Sapucaí-Mirim, Pardo e Turvo à
margem esquerda (Paiva et al. 2002). A partir do município de Santana do Garambéu,
MG, tem início uma sucessão de barragens de Usinas Hidroelétricas (UHEs), que hoje
proporcionam ao rio Grande uma nova fisionomia. A bacia do rio Grande apresenta uma
série de onze reservatórios sendo eles, de montante a jusante: Camargos, Itutinga,
Furnas, Peixoto, Estreito, Jaguará, Igarapava, Volta Grande, Porto Colômbia,
Marimbondo e Água Vermelha (Santos e Formagio 2000).
A primeira barragem construída no rio Grande foi uma pequena usina em um
braço da cachoeira do Marimbondo em 1929. A UHE de Furnas foi implementada no
final dos anos 50, criada como forma de evitar uma crise energética no país e desde
então, começaram as implantações de UHEs de grande porte ao longo do rio. A
presença maciça de Usinas Hidrelétricas nesse rio alterou suas características originais
de corredeiras caudalosas para um ambiente quase lêntico, transformando a maior parte
do rio em uma série de lagos artificiais (Godinho e Godinho 1994).
O presente estudo foi desenvolvido na bacia do rio Grande, mais precisamente
na região do baixo rio Grande, em cinco localidades ao longo do reservatório da Usina
Hidrelétrica de Volta Grande (Figura 1). As áreas selecionadas para as amostragens são
caracterizadas pela existência de fragmentos de mata ciliar em diferentes estágios
sucessionais sendo alguns, inclusive, constituídos a partir de reflorestamentos realizados
pela CEMIG. Estes fragmentos são circundados por um habitat matriz dominado por
atividades agrossilvopastoris diversas, principalmente monoculturas de cana-de-açúcar,
além de áreas de uso antrópico, veredas e lagoas marginais tomadas por vegetação
paludícola (Figura 2). Essa região, sob influência da UHE Volta Grande, é classificada
como uma área de “Alta Importância Biológica” para a conservação de aves no estado
de Minas Gerais de acordo o Atlas para a Conservação da Biodiversidade em Minas
Gerais (Drummond et al. 2005).
O reservatório está situado a, aproximadamente, 500 metros acima do nível do
mar, tendo à montante o reservatório de Igarapava e à jusante o reservatório de Porto
Colômbia (Santos e Formagio 2000). O reservatório abrange os municípios de:
Conceição das Alagoas, Água Comprida e Uberaba, no estado de Minas Gerais, e
Miguelópolis, Ituverava, Aramina e Igarapava, no estado de São Paulo. Possui uma área
inundada de 222 Km2, um perímetro de 80 Km e um volume de 2,3 bilhões de m3 de
águas para geração de energia elétrica (Greco 2002, Braga e Gomiero 1997, Gomiero et
al. 2010). A UHE Volta Grande foi construída entre os anos de 1970 a 1974 e pertence
à Companhia Energética de Minas Gerais (CEMIG) (Barroca 2012).
Geologicamente, o reservatório está inserido na região da bacia do Paraná, mais
especificamente sobre as rochas basálticas da Formação Serra Geral. Esta formação é
caracterizada por uma sucessão de derrames de lavas, predominantemente básicas,
contendo domínios subordinados intermediários e ácidos, principalmente no terço
médio e superior, com algumas intercalações arenosas (Brito 1979). Os afloramentos
são extremamente raros, pois os solos, chamados Latossolos Vermelhos, são facilmente
formados a partir do basalto e podem se apresentar com até 20 metros de espessura; é a
chamada “terra roxa” da região agrícola do Triângulo Mineiro (MG) e do sudoeste
paulista, região de Ribeirão Preto (SP) (Castro 2001). Ainda segundo este autor, de
modo geral, são solos porosos, bastante permeáveis e bastante resistentes à erosão, em
20
função do elevado grau de floculação e da presença da argila em sua constituição.
Ocorrem em grande parte em relevo propício à mecanização e, quando devidamente
adubados e corrigidos, apresentam grande potencialidade para produção de grãos
(culturas de ciclo curto).
21
Figura 1. Localização das áreas amostrais ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, no baixo rio Grande, sudeste do Brasil.
Figura 2. Imagens Landsat das cinco áreas de estudo por classes de uso e ocupação do solo: (A) Área 1, (B) Área 2, (C) Área 3, (D) Área 4 e (E) Área 5. Para
a classificação, considerou-se um buffer de três quilômetros a partir de um ponto central do fragmento de mata ciliar escolhido para o estudo.
A vegetação predominante na região é característica dos domínios do Bioma Cerrado e
atualmente se encontra fortemente descaracterizada pela agroindústria (Costa et al. 1998). Os
maiores impactos antrópicos que acometem a vegetação da região se originam da
industrialização crescente, agroindústria de alta tecnologia, crescimento demográfico e
urbanização, projetos de irrigação e infra-estrutura de apoio e construção de usinas
hidrelétricas (Costa et al. 1998).
A região possui usinas açucareiras que foram implantadas na primeira metade do
século e modernas indústrias químicas que constituem o pólo químico de Uberaba (MG),
Igarapava e Miguelópolis (SP). Estas indústrias situam-se às margens de afluentes do
reservatório, lançando neles seus efluentes. Além disso, o extrativismo mineral, representado
pela extração de sedimento de leito através de dragas, vem sendo feito ao longo dos últimos
anos no reservatório (Campos 2003).
O clima da região é de savana tropical, quente e úmido, com período seco
correspondendo ao outono e inverno, que pode se estender de cinco a sete meses, e com 80%
das chuvas entre outubro e março, sendo as menores médias de pluviosidade registradas nos
meses de julho e agosto (Figura 3). O índice médio pluviométrico anual da região atinge 1500
mm, conforme dados obtidos pela CEMIG na estação meteorológica do município de
Uberaba. As maiores médias de temperaturas máximas são registradas nos meses chuvosos,
chegando a atingir 30C° em outubro e março. Já as menores médias de temperaturas mínimas
são observadas nos meses de junho e julho. A temperatura média fica em torno de 23C° nos
meses chuvosos e 19C° nos meses secos (Greco 2002).
12.0
11.2
8.2
média 1994 - 2012
Pluviosidade (mm)
10.0
7.7
8.0
5.8
6.0
4.0
5.4
3.2
2.9
1.7
1.5
2.0
0.7
0.2
0.4
Jul
Ago
0.0
Jan
Fev
Mar
Abr
Mai
Jun
Set
Out
Nov
Dez
Meses
Figura 3. Média de precipitação pluviométrica (mm) entre 1994 a 2012 para a região onde o estudo foi
desenvolvido; barras em branco (estação seca) e barras em cinza (estação chuvosa).
Área de estudo: descrição das cinco áreas avaliadas:
Através do programa ArcGis, em um buffer de três quilômetros a partir do centro de
cada fragmento de mata ciliar, foram calculadas as porcentagens referentes às classes de uso e
ocupação do solo existentes nos habitats matrizes de cada área estudada (Tabela 1). Para todas
as áreas foi vista uma predominância da monocultura de cana-de-açúcar na matriz,
representando mais de 60% da cobertura do entorno de cada fragmento de mata ciliar (Tabela
1).
Área 1: Estação Ambiental de Volta Grande (EAVG) (20°01’27”S / 48°12’45”W),
município de Conceição das Alagoas, Minas Gerais. A EAVG, criada em 1976, localiza-se à
jusante da UHE Volta Grande e conta atualmente com uma reserva florestal de 391 hectares,
um viveiro de mudas de espécies vegetais nativas e uma estação de piscicultura (Filardi et al.
2007, Barroca 2012). Grande parte de sua cobertura vegetal original foi alterada durante a
construção da barragem da usina (Moreira et al. 2008). Porém, em seu interior, ainda é
possível encontrar uma considerável variação fisionômica, sendo cerca de 190 ha de cerrado
sensu stricto, 16 ha de cerradão, 85 ha de floresta estacional semidecidual em franco processo
de sucessão secundária e ainda 30 ha de várzea (vegetação palustre) localizados ao longo do
Ribeirão do Prata (Filardi et al. 2007). Ainda são encontradas dentro da Estação Ambiental
áreas descampadas com predomínio de gramíneas, lagoas, áreas caracterizadas pelo plantio de
eucaliptos com sub-bosque regenerante e áreas ajardinadas de uso antrópico.
Além destas áreas, também foi amostrado dentro da Estação Ambiental, um fragmento
de mata ciliar com 20 hectares localizado à margem direita do Rio Grande, próximo à
barragem da usina (Figura 4A). Este fragmento é o único dentre as cinco áreas estudadas,
constituído por vegetação nativa remanescente. Mede, aproximadamente, 400 metros de
largura e 500 metros de comprimento. Apresenta grande diversificação de estratos verticais,
com presença de sub-bosque arbustivo, estrato arbóreo e um dossel bem definido. A altura
máxima do dossel varia entre 25 e 30 metros (A. Tonaco, com. pess.). Em um estudo recente
(Messias et al., dados não publicados) foi constatado que Xylopia aromatica (pimenta-demacaco) e Siparuna sp. (negamina) são as espécies vegetais mais frequentes no fragmento.
No entorno da EAVG, o habitat matriz é constituído predominantemente por
plantações de cana-de-açúcar, áreas de uso antrópico, pastagens e fragmentos florestais
(Tabela 1; Figura 4B).
25
Área 2: Fazenda Ipanema (20°05’55”S / 48°09’00”W), município de Água
Comprida, Minas Gerais. Nesta área o fragmento de mata ciliar estudado, revegetado em
1994, possui 2,7 hectares e está localizado à margem direta do rio Grande. Possui,
aproximadamente, 30 metros de largura e 900 metros de comprimento. Não apresenta subbosque tão expressivo quanto ao encontrado na Área 1, porém, ainda assim alguns arbustos
podem ser localizados (Figura 4C). A altura máxima do dossel varia entre 20 e 26 metros (A.
Tonaco, com. pess.). Em um estudo conduzido por Davide e Reis (2007) foram identificadas
33 espécies arbóreas no fragmento, sendo Tabebuia roseo alba (ipê-branco) e Syzygium
jambolanum (jambolão) as de maior ocorrência. Os habitats adjacentes ao fragmento são
caracterizados pela presença de cana-de-açúcar, pastagens, veredas e um seringal (Tabela 1;
Figura 4D).
Área 3: Fazenda Santa Bárbara (20°09’30”S / 48°07’39”W), município de
Miguelópolis, São Paulo. Nesta área o fragmento de mata ciliar estudado, revegetado em
1999, possui 3,3 hectares e está localizado à margem esquerda do rio Grande. Mede,
aproximadamente, 30 metros de largura e 1.100 metros de comprimento. Em seu interior há
uma quantidade significativa de gramíneas (capim-colonião) e sub-bosque ausente (Figura
4E). O estrato arbóreo é composto por árvores de médio porte com altura máxima de 18
metros (A. Tonaco, com. pess.). Em seu interior foram encontradas 37 espécies arbóreas,
sendo Clitoria fairchildiana (faveira) e Schinus terebinthifolius (aroeira-vermelha) as com
maiores densidades (Davide e Reis 2007). Possui como habitat matriz plantações de cana-deaçúcar e pastagens (Tabela 1; Figura 4F).
Área 4: Usina Colorado 1 (19°59’32”S / 47°48’53”W), município de Igarapava, São
Paulo. Nesta área o fragmento de mata ciliar estudado, revegetado em 1997, possui 18
hectares e está localizado à margem esquerda do rio Grande. Está localizado a uma distância
aproximada de 500 metros de uma usina sucroalcooleira (Usina Junqueira) e a pouco mais de
dois quilômetros da Rodovia Anhanguera. Mede, aproximadamente, 100 metros de largura e
1.800 metros de comprimento. No interior do fragmento há o predomínio de gramíneas
(capim-colonião) e o sub-bosque é descontinuo (Figura 4G). O estrato arbóreo é formado por
árvores de grande porte, com algumas ultrapassando 25 m (A. Tonaco, com. pess.). Neste
fragmento foram encontradas 27 espécies arbóreas, sendo Anadenanthera peregrina (angico)
e Leucaena sp. (leucena) as espécies dominantes (Davide e Reis 2007). Segundo estes
autores, a espécie Leucaena sp., devido ao seu comportamento agressivo, coloniza o
reflorestamento ciliar, o que não é uma condição ideal para o processo sucessional da área. Os
ambientes adjacentes ao fragmento são formados por plantações de cana-de-açúcar e lagos
26
marginais com grande quantidade de macrófitas e vegetação palustre (Figura 4H). Verificouse nesta área a presença de ranchos de pesca às margens do rio, fato que interfere na
preservação e manutenção do reflorestamento (Tabela 1).
Área 5: Usina Colorado 2 (19°59’25”S / 47°46’53”W), município de Igarapava, São
Paulo. Nesta área o fragmento de mata ciliar estudado, revegetado em 2005, possui 8,8
hectares e está localizado à margem esquerda do rio Grande. Está a uma distância aproximada
de 800 metros de uma usina sucroalcooleira (Usina Junqueira) e a 100 metros da Rodovia
Anhanguera. Está distante, cerca de três km, da área de estudo descrita anteriormente (Área 4
– Usina Colorado 1). Mede, aproximadamente, 100 metros de largura e 900 metros de
comprimento. O interior do fragmento é dominado por gramíneas (capim-colonião) e o subbosque está ausente (Figura 4I). O estrato arbóreo é formado por árvores de grande porte com
altura máxima atingindo 30 m (A. Tonaco, com. pess.). As espécies Schizolobium parahyba
(guapuruvu) e Clitoria fairchildiana (faveira) se destacam pelos elevados valores médios de
altura e diâmetro (Davide e Reis 2007). Assim como no fragmento anterior, Leucaena sp. é a
espécie arbórea dominante (Davide e Reis 2007). Os habitats adjacentes são formados por
plantações de cana-de-açúcar e lagos marginais dominados por macrófitas e vegetação
palustre. Esta área apresenta considerável interferência antrópica devido à existência de
residências, ranchos de pesca e uma olaria no entorno do fragmento, fato que interfere na
preservação e manutenção do reflorestamento (Tabela 1).
Tabela 1. Tamanho (km2) e porcentagem (%) das classes de uso o ocupação do solo a partir de um
buffer de 3 km das cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil.
Classes de uso e
Área 1
Área 2
Área 3
Área 4
Área 5
ocupação do solo
km2 (%)
km2 (%)
km2 (%)
km2 (%)
km2 (%)
Mata Ciliar
0,23 (2)
0,08 (1)
0,13 (1)
0,18 (1)
0,12 (1)
Cana
8,45 (65)
9,70 (63)
12,36 (88)
11,38 (74)
10,68 (69)
Fragmento de Mata
3,54 (27)
0,54 (3)
1,41 (10)
2,38 (16)
2,54 (16)
Área Urbana
0,42 (3)
0,28 (2)
0,02 (0,2)
0,91 (6)
1,45 (10)
Lago
0,25 (2)
0,26 (2)
0,12 (0,8)
0,43 (3)
0,62 (4)
Pasto
0,09 (1)
0,75 (5)
–
–
–
Seringal
–
2,81 (18)
–
–
–
Reservatório
–
1,0 (6)
–
–
–
27
Figura 4. Ambientes amostrados nas áreas de estudo: (A) Área 1 – Mata Ciliar, (B) Área 1 – vista
geral da matriz, (C) Área 2 – Mata Ciliar, (D) Área 2 – Seringal (matriz), (E) Área 3 – Mata Ciliar, (F)
Área 3 – Canavial (matriz), (G) Área 4 – Mata Ciliar, (H) Área 4 – Lago (matriz), (I) Área 5 – Mata
Ciliar e (J) Área 5 – Canavial e rodovia (matriz).
28
Métodos
Levantamento Qualitativo
De acordo com Vielliard e Silva (1990), o levantamento qualitativo ou exaustivo tem
como objetivo estabelecer a lista mais completa possível das espécies de aves que ocorrem em
um determinado local. Este levantamento não mede a abundância das espécies, mas é de
fundamental importância para a identificação de seus ciclos biológicos e preferências
ambientais (Donatelli et al. 2004).
Para o levantamento das espécies de aves em campo, foram conduzidas campanhas
mensais de cinco dias consecutivos de duração durante os meses de abril, maio, junho, julho,
outubro, novembro e dezembro de 2013 e janeiro de 2014. Cada área estudada foi amostrada
durante um dia a cada mês. O levantamento qualitativo foi realizado através de transecções
dentro dos fragmentos de mata ciliar e nos habitats matrizes adjacentes durante e após o censo
quantitativo de aves nos períodos do dia entre 06:00 e 11:00 e 13:00 e 18:00 horas,
perfazendo um esforço amostral de 10 horas de observação/dia.
Levantamento Quantitativo
Para o estudo quantitativo da avifauna foi empregado o método de “amostragem por
pontos fixos”, idealizado por Blondel et al. (1970) para regiões temperadas e adaptada por
Vielliard e Silva (1990) para regiões tropicais (Donatelli et al. 2004). Por campanha, eram
amostrados seis pontos em cada área. Três pontos foram estabelecidos no interior dos
fragmentos de mata ciliar e outros três pontos no habitat matriz. A distância mínima entre
cada ponto foi de 350 metros a fim de evitar a sobreposição do território de algumas espécies
(Vielliard et al. 2010) e garantir a independência estatística entre as detecções (Develey
2003). A ordem de amostragem dos pontos era definida por sorteio prévio. Em cada ponto o
observador permanecia por 20 minutos registrando todas as espécies de aves observadas e/ou
ouvidas, bem como comportamentos de forrageamento, nidificação e presença de indivíduos
imaturos.
Associado a estes dois métodos foram utilizadas redes de neblina (dimensões 12 X 2,5
m, com malha de 20 mm) como método complementar de levantamento para captura e
anilhamento das aves (Licença de Coleta SISBIO nº 36758-2). Dez redes eram abertas no
interior dos fragmentos de mata ciliar do amanhecer até 17:00 horas, sendo checadas a cada
30 minutos visando retirar indivíduos que porventura tenham sido capturados. As aves
capturadas eram medidas, pesadas e analisadas quanto à presença de placa de incubação,
29
mudas de penas e ectoparasitos. Após serem marcadas com anilhas de metal numeradas
fornecidas pelo Centro Nacional de Pesquisa para Conservação das Aves Silvestres
(CEMAVE/ICMBio, Licença nº 367581), eram fotografadas e soltas no local de captura.
Espécies registradas apenas através da captura por redes de neblina e no levantamento
qualitativo não foram incluídas nas análises de IPA e demais análises estatísticas.
Tanto no levantamento qualitativo quanto no quantitativo as aves foram identificadas
visual e/ou auditivamente com o auxílio de binóculo (Nikon 8X40), máquina fotográfica
(Canon PowerShot SX50 HS) e consulta a guias de campo (Mata et al. 2006, Sigrist 2013).
Um gravador portátil (Sony ICD-PX312) foi utilizado para o registro e documentação de
vocalizações não prontamente identificadas em campo para que, posteriormente, pudessem
ser identificadas através de comparação com arquivos sonoros. O estudo foi aprovado pela
Comissão de Ética no Uso de Animais (CEUA) da Universidade Federal de Ouro Preto
(Processo nº 037/2013).
Estrutura da comunidade
De acordo com Costa e Rodrigues (2012) (adaptado de Naka et al. (2002) e Rodrigues
et al. (2005)) foi designada, para cada espécie de ave registrada, uma categoria segundo sua
Frequência de Ocorrência (FO) nos censos realizados. Este valor permite avaliar a
regularidade com que uma espécie é encontrada na área de estudo (Aleixo e Vielliard 1995):
C (comum) – espécies registradas entre 75-100% das visitas; RC (relativamente comum) –
espécies registradas entre 50-74% das visitas; IC (incomum) – espécies registradas entre 2549% das visitas; R (rara) – espécies registradas entre 6-24% das visitas e O (ocasionais) –
espécies registradas em menos de 5% das visitas.
As espécies também foram classificadas quanto aos seus hábitos alimentares e estratos
preferenciais de forrageamento de acordo com observações de campo e dados da literatura
(Schubart et al. 1965, Willis 1979, Sick 1997, Antunes 2005, Lopes et al. 2005a, Lopes et al.
2005b). Baseando-se nestes dados a classificação quanto aos hábitos alimentares foi da
seguinte forma:
Insetívoros (INS): espécies cuja dieta é composta por ¾ ou mais de insetos e outros
artrópodes.
Onívoros (ONI): espécies cuja dieta é composta por material de origem vegetal e
animal em proporções similares.
Frugívoros (FRU): espécies cuja dieta é composta por ¾ ou mais de frutos.
30
Granívoros (GRA): espécies cuja dieta é composta por ¾ ou mais de grãos.
Nectarívoros (NEC): espécies cuja dieta é composta predominantemente por néctar,
mas também por insetos e outros artrópodes.
Carnívoros (CAR): espécies cuja dieta é composta por ¾ ou mais de vertebrados
vivos.
Necrófagos (NECRO): espécies cuja dieta é composta por ¾ ou mais de matéria
orgânica morta.
Piscívoros (PIS): espécies cuja dieta é composta predominantemente por peixes.
Ainda de acordo com estes autores, levando em conta não somente os itens
alimentares consumidos, mas também os ambientes e os estratos verticais preferencialmente
utilizados durante o forrageamento, as espécies foram agrupadas em 25 guildas tróficas
(adaptado de Willis 1979 e Antunes 2005): Frugívoros de dossel (FRU-D), Frugívoros do solo
(FRU-S), Onívoros do dossel (ONI-D), Onívoros do sub-bosque (ONI-sb), Onívoros de borda
(ONI-B), Onívoros de solo (ONI-S), Onívoros aquáticos (ONI-Aq), Onívoros de brejo (ONIBr), Carnívoros noturnos (CAR-N), Carnívoros diurnos (CAR-D), Necrófagos (NECRO),
Insetívoros de troncos e galhos (INS-TG), Predadores de artrópodes grandes do solo (INSGS), Predadores de artrópodes pequenos do solo (INS-PS), Predadores de artrópodes da
folhagem (INS-F), Insetívoros de taquarais e emaranhados (INS-TE), Insetívoros do nível
médio (INS-NM), Insetívoros do dossel (INS-D), Insetívoros de borda (INS-B), Insetívoros
de brejo (INS-Br), Insetívoros aéreos (INS-A), Insetívoros noturnos (INS-N), Nectarívoros
(NEC), Granívoros (GRA) e Piscívoros (PIS).
Seguindo Silva (1995), as espécies foram classificadas em três categorias de uso de
habitats florestais: (1) independente – espécies que se alimentam e se reproduzem
principalmente em vegetação aberta (campo limpo, campo sujo, campo cerrado e cerrado
sensu stricto), (2) semi-dependentes – espécies que se alimentam ou se reproduzem tanto em
habitats florestais como em áreas abertas e (3) dependentes – espécies que se alimentam e se
reproduzem principalmente em habitats florestais (cerradão, matas ciliares e matas secas).
De acordo com Silva (1995), as espécies foram analisadas quanto ao seu status de
endemismo para o bioma Cerrado e, especificamente para os endemismos de mata ciliar,
seguiu Silva e Vielliard (2000). As espécies foram também classificadas quanto à condição
migratória segundo Chesser (1994) e Sick (1997) em: migrantes setentrionais (MS) – espécies
provenientes do hemisfério norte e migrantes austrais (MA) – espécies que se reproduzem na
América do Sul continental temperada, mas migram para o norte em direção à Amazônia,
31
durante o inverno austral. Nesta categoria estão também incluídas espécies residentes cujas
populações mais meridionais realizam migrações sazonais de menor escala.
O status de conservação das espécies baseou-se nas listas da fauna ameaçada de
extinção dos estados de Minas Gerais (COPAM 2010) e São Paulo (Bressan et al. 2009), do
Brasil (MMA 2014) e global (IUCN 2015). As nomenclaturas, científica e popular, assim
como a sequência sistemática seguiram a última revisão do Comitê Brasileiro de Registros
Ornitológicos (CBRO 2014).
Variáveis fitossociológicas
Para analisar de que forma a riqueza e abundância de espécies vegetais arbóreas
influencia a riqueza e a estrutura da comunidade de aves de cada área estudada, dados
abordando os parâmetros florísticos e fitossociológicos dos fragmentos de mata ciliar foram
obtidos. Estes dados foram coletados e disponibilizados por outra equipe de pesquisadores
que estudou os mesmos fragmentos.
Em cada fragmento foram alocadas 12 parcelas de 10 X 10 m, onde amostrou-se todos
os indivíduos com circunferência à altura do peito (CAP) maior ou igual a 10 cm. O critério
de inclusão adotado visou incluir também indivíduos regenerantes após o período de
revegetação das áreas. Além do CAP também foi mensurada a altura dos indivíduos.
Amostras de todos os indivíduos localizados nas parcelas foram coletadas, herborizadas,
identificadas, classificadas de acordo com a APG III (2009) e depositadas no Herbário
Professor José Badini (OUPR), na Universidade Federal de Ouro Preto.
Com o objetivo de avaliar quais estratos verticais apresentavam maior densidade de
árvores, os indivíduos amostrados nas parcelas foram classificados em três categorias de
acordo com suas alturas máximas: sub-bosque – indivíduos com até três metros de altura;
estrato arbóreo – indivíduos de três a 10 m e dossel – indivíduos com mais de 10 m de altura.
Análise de dados
A amostragem por pontos fixos permitiu a obtenção do Índice Pontual de Abundância
(IPA). Este índice indica a abundância de cada espécie em função do seu coeficiente de
conspicuidade, através do número de contatos visuais e/ou auditivos de uma determinada
espécie em relação ao número total de amostras (Vielliard et al. 2010). Contato foi definido
como a ocupação de território ou presença de um indivíduo ou grupo de indivíduos de uma
espécie durante o período de observação no ponto (Vielliard e Silva 1990). O IPA é
determinado pela seguinte equação:
32
IPA =
Ni
Na
Onde:
IPA: Índice Pontual de Abundância.
Ni: número de contatos da espécie i.
Na: número total de amostras (pontos X visita).
O Índice de Similaridade de Jaccard foi utilizado para avaliar as semelhanças
qualitativas entre as cinco áreas de estudo. Este índice não requer dados de abundância das
espécies, pois ele se baseia apenas em dados básicos de presença/ausência das mesmas
(Magurran e McGill 2011). Este índice varia de 0 (nenhuma similaridade entre as áreas) a 1
(similaridade máxima).
O Índice de Similaridade de Jaccard é expresso da seguinte forma:
J =
a
a+b+c
Onde:
J: Índice de Similaridade de Jaccard.
a: número de espécies compartilhadas por ambas comunidades em análise.
b: número de espécies que ocorrem apenas na primeira comunidade.
c: número de espécies que ocorrem apenas na segunda comunidade.
Para verificar se o esforço amostral empregado foi suficiente para o registro de uma
parcela significativa da avifauna de cada área, a curva de acumulação de espécies foi
utilizada. Esta curva mostra o acúmulo de espécies diferentes observadas à medida que se
aumenta o esforço de amostragem. Assim, se a curva se estabiliza, isto é, atinge um ponto
onde o aumento do esforço de amostragem não implica em aumento no número de espécies,
isto significa que o esforço amostral está satisfatório (Santos 2003).
Através do software EstimateS 8.2 (Colwell 2009), a riqueza de aves foi estimada a
partir do cálculo de Jackknife de 1ª ordem. Esta estimativa é feita com base no número de
unidades amostrais utilizadas, relacionando a presença ou ausência das espécies em cada um
33
(Develey 2003). Espécies registradas fora dos períodos amostrais não entraram no cálculo da
estimativa de riqueza, sendo tratadas apenas como dado qualitativo.
Para verificar se o número de espécies dependentes de habitats florestais diferiu
estatisticamente entre cada área de estudo, foi realizado o Teste Q de Cochran com o post-hoc
de McNemar (Zar 1998). Considerando apenas a riqueza de espécies florestais registradas
dentro dos fragmentos de mata ciliar, este teste também foi aplicado a fim de encontrar
diferenças significativas. O Teste Q de Cochran foi ainda realizado para analisar se o número
de espécies, divididas por guildas tróficas, diferiu entre os ambientes de mata ciliar e habitat
matriz para cada área estudada e também para verificar se houve diferença significativa no
número de espécies migratórias entre as áreas de estudo. Estes testes foram realizados a partir
do software MedCalc.
Para verificar quais variáveis ambientais influenciam a riqueza de espécies de aves no
interior dos fragmentos de mata ciliar, foi construído um Modelo Linear Generalizado (GLM)
a fim de testar as três primeiras hipóteses. Neste modelo a variável resposta referiu-se à
riqueza de aves obtida em cada fragmento de mata ciliar. O tamanho dos fragmentos de mata
ciliar (km2), a riqueza e a abundância vegetal bem como as três categorias referentes às
densidades dos estratos verticais dos fragmentos estudados foram incluídas como variáveis
explicativas.
Para verificar se o uso e ocupação do solo dos habitats matrizes adjacentes
influenciaram a riqueza de aves no interior dos fragmentos de mata ciliar e testar a 4ª
hipótese, foi construído outro modelo GLM. Neste modelo a variável resposta utilizada
também foi a riqueza de aves obtida em cada fragmento de mata ciliar. As variáveis
explicativas foram os tamanhos (km2) das diferentes classes de uso e ocupação do solo dos
habitats matrizes adjacentes identificadas a partir de buffers de três quilômetros de cada área
de estudo (Tabela 1).
Para verificar se a riqueza de aves sofreu influência das estações sazonais (seca e
chuvosa) e testar a 5ª hipótese, foi construído um Modelo Linear Generalizado Misto
(GLMM), tendo como variável resposta a riqueza de aves e como variável explicativa as
estações sazonais. A Análise de Variância Permutacional (PERMANOVA) foi utilizada com
o objetivo de verificar se a composição de espécies variou entre as estações sazonais. Para
estas análises, baseado em dados pluviométricos da região de estudo, foi considerado como
estação seca o período entre abril e julho de 2013 e como estação chuvosa o período entre
outubro de 2013 e janeiro de 2014. Em seguida, para medir a dispersão dos dados, análises
multivariadas de distância permutacional (PERMDISP) foram realizadas. A representação
34
gráfica da variação na composição das espécies de aves entre as estações foi realizada por
meio de análises de escalonamento multidimensional não métrico (NMDS). Essas análises,
bem como os modelos GLM, foram desenvolvidos a partir do software R versão 3.1.0 (R
Development Core Team 2014).
RESULTADOS
Riqueza e curvas de acumulação de espécies
Durante o estudo foram registradas 225 espécies distribuídas em 58 famílias e 24
ordens (Anexo A). A ordem Passeriformes foi a mais representativa com 114 espécies,
correspondendo a 51% do total registrado. A família de Passeriformes mais representativa foi
Tyrannidae com 35 espécies (16%), seguida pelas famílias Thraupidae (23 espécies; 10%) e
Furnariidae (09 espécies; 4%). Dentre os não-Passeriformes destacaram-se as famílias
Ardeidae, Psittacidae e Trochilidae, todas com nove espécies (4%) cada uma.
Através da metodologia qualitativa (transecções) de amostragem, foram observadas
216 espécies. Já o método quantitativo (pontos-fixos), baseado na realização de 222 amostras
durante os oito meses de estudo, contribuiu para o registro de 167 espécies. A metodologia de
captura e marcação das aves com o uso de redes de neblina resultou no registro de 35
espécies, sendo uma (Elaenia mesoleuca (Deppe, 1830)) registrada apenas por meio deste
método. Ao fim do estudo realizou-se um esforço amostral de 3.700 horas/rede com a captura
de 119 indivíduos. Apenas cinco indivíduos foram recapturados (quatro Myiothlypis flaveola
Baird, 1865 e um Clibanornis rectirostris (Wied, 1831)). Considerou-se ainda, na lista final
de espécies, o registro oportunístico de outras oito espécies observadas fora dos períodos
amostrais.
A espécie mais frequentemente capturada foi C. rectirostris, com 14 indivíduos. Na
sequência, completando as 10 espécies com o maior número de capturas, estão: M. flaveola (n
= 10), Thamnophilus doliatus (Linnaeus, 1764) (n = 8), Thamnophilus pelzelni Hellmayr,
1924 (n = 8), Turdus leucomelas Vieillot, 1818 (n = 7), Galbula ruficauda Cuvier, 1816 (n =
6), Herpsilochmus longirostris Pelzeln, 1868 (n = 5), Cnemotriccus fuscatus (Wied, 1831) (n
= 5), Lanio penicillatus (Spix, 1825) (n = 5) e Momotus momota (Linnaeus, 1766) (n = 4).
Com 370 horas de observação em 37 dias de amostragem, pode-se inferir que a curva
de acumulação de espécies em relação ao esforço amostral total apresenta uma forte tendência
à assíntota (Figura 5A). Das 225 espécies registradas, 217 foram detectadas durante o período
amostral, sendo este o valor utilizado para as análises de suficiência do esforço amostral e
35
estimativa de riqueza. A curva de riqueza estimada, obtida através o cálculo de Jackknife de
1ª ordem, apontou 240 ± 5,07 espécies para a área de estudo. Assim, a riqueza observada
representa 90% da riqueza estimada (Tabela 2).
Nas duas áreas localizadas no estado de Minas Gerais, 207 espécies foram registradas
e nas demais três áreas, localizadas em São Paulo, registrou-se 185 espécies. A “área 1”
apresentou o maior número de espécies (n = 182), seguido pela “área 2” (n = 152). Nas
demais áreas estudadas, a riqueza observada foi a mesma, 136 espécies em cada (Tabela 2).
Dezenove espécies foram registradas exclusivamente na “área 1”. Na “área 2” foram 11
espécies exclusivas. Nas áreas “3’, “4” e “5”, os números de espécies exclusivas foram seis,
cinco e quatro, respectivamente (Anexo A). As curvas de riqueza acumulada e riqueza
estimada mostram que o esforço amostral foi suficiente para detectar uma parcela
significativa das espécies de aves que ocorrem em cada área (Figura 5B, C, D, E e F). Em
todas as cinco áreas estudadas, a riqueza observada correspondeu a mais de 80 % da riqueza
estimada (Tabela 2).
Na “área 1”, foram registradas 72 espécies no fragmento de mata ciliar, sendo que 3%
(n = 6) delas foram observadas exclusivamente nesta fisionomia (Tabela 3): Amazilia lactea
(Lesson, 1832), Tolmomyias sulphurescens (Spix, 1825), Suiriri suiriri (Vieillot, 1818),
Myiopagis viridicata (Vieillot, 1817), C. fuscatus e Lathrotriccus euleri (Cabanis, 1868). Nas
demais fisionomias do habitat matriz, adjacentes à mata ciliar, foram registradas 176 espécies,
sendo 60% (n = 110) delas vistas apenas nestes ambientes (Tabela 3). Nas demais áreas de
estudo a porcentagem de espécies observadas somente na mata ciliar variou entre 7% e 9%
(Tabela 3). O número de espécies registradas no habitat matriz, para todas as áreas estudadas,
sempre foi consideravelmente superior à riqueza obtida nas matas ciliares, com porcentagens
acima de 90% em relação ao total de espécies (Tabela 3).
36
Tabela 2. Valores de riqueza observada, riqueza estimada (Jacknife 1) e percentual correspondente à
representatividade da riqueza observada em relação à estimada para as cinco áreas de estudo
localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Área
Global
Área 1
Área 2
Área 3
Área 4
Área 5
Riqueza observada*
217
179
147
135
133
133
Riqueza estimada (Jacknife 1)
240 ± 5,07
201 ± 7,02
174 ± 6,66
160 ± 6,47
161 ± 4,67
155 ± 7,65
%
90
89
84
84
83
86
* valor utilizado para as análises de suficiência do esforço amostral e estimativa de riqueza,
desconsiderando as espécies registradas fora do período amostral.
Figura 5. Curva cumulativa de espécies e curva de riqueza estimada segundo o cálculo de Jackknife 1,
para as cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do
Brasil: (A) Global, (B) Área 1, (C) Área 2, (D) Área 3, (E) Área 4 e (F) Área 5. As barras verticais
representam o desvio padrão da estimativa.
37
Tabela 3. Número de espécies de aves registradas por habitat (mata ciliar e matriz) nas cinco áreas de
estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Área 1
Área 2
Área 3
Área 4
Área 5
Mata Matriz Mata
sub-total
exclusivas
Matriz
Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz
72
176
63
140
68
124
58
126
63
125
(40%)
(97%)
(41%)
(92%)
(50%)
(91%)
(43%)
(93%)
(46%)
(92%)
6
110
12
89
12
68
10
78
11
73
(3%)
(60%)
(8%)
(59%)
(9%)
(50%)
(7%)
(57%)
(8%)
(54%)
em comum
66
51
56
48
52
TOTAL
182
152
136
136
136
Efeito das variáveis ambientais e da sazonalidade sobre a riqueza e composição de espécies
1ª hipótese: a riqueza de aves no interior dos fragmentos de mata ciliar é influenciada
pelo tamanho dos fragmentos, considerando a predição de que a riqueza de aves será maior
nos fragmentos maiores.
Através do resultado obtido na análise do GLM foi possível corroborar a primeira
hipótese do estudo, pois o tamanho das matas ciliares influenciou a riqueza de aves
registradas em seu interior (p < 0.001) (Tabela 4), sendo esta influência positiva, ou seja,
quanto maior o fragmento de mata ciliar maior o número de espécies de aves (Figura 6).
2ª hipótese: a riqueza de aves no interior dos fragmentos de mata ciliar é influenciada
pela riqueza e abundância de espécies vegetais arbóreas desses fragmentos, considerando a
predição de que a riqueza de aves será maior nos fragmentos com maiores riqueza e
abundância de espécies vegetais arbóreas.
Através do resultado obtido na análise do GLM também se pôde corroborar a segunda
hipótese do estudo, pois a riqueza botânica (p < 0.05) e a abundância botânica (p < 0.05)
influenciaram a riqueza de aves no interior das matas ciliares (Tabela 4). A predição também
se confirmou já que a relação entre estas variáveis foi positiva, pois quanto maior a riqueza
(Figura 7) e abundância (Figura 8) de espécies arbóreas dentro das matas ciliares, maior foi a
riqueza de espécies de aves.
3ª hipótese: a estratificação vertical dos fragmentos de mata ciliar influencia a
riqueza de aves desses fragmentos, considerando a predição de que a riqueza de aves será
maior nos fragmentos com estratos verticais mais densos.
38
A terceira hipótese não foi corroborada através do resultado obtido na análise do
GLM, onde se constatou que a estratificação vertical das matas ciliares não exerceu influência
sobre a riqueza de aves (Tabela 4).
Tabela 4. Resultado do modelo GLM (Poisson) para a relação entre riqueza de aves das matas ciliares
e as variáveis: tamanho do fragmento de mata ciliar (km2), riqueza e abundância botânica e
estratificação vertical referentes aos cinco fragmentos de mata ciliar estudados ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Variável resposta
Variável explicativa
Deviância
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Tamanho mata ciliar (km2)
Riqueza Botânica
Abundância Botânica
Estrato - 0-3 metros
Estrato - 3-10 metros
Estrato - acima 10 metros
17.2223
5.0272
4.4036
1.8052
0.817
0.817
Graus de
Liberdade
13
12
11
10
10
10
p
< 0.001 **
0.03 *
0.04 *
0.18
0.37
0.37
Número de espécies de aves dentro do
fragmento de mata ciliar
** p < 0,001 / * p < 0,05
70
y = 121.86x + 16.231
R2 = 0.4268
60
50
40
30
20
10
0
0
0.05
0.1
0.15
0.2
0.25
Tamanho do fragmento de mata ciliar (km2)
Figura 6. Relação positiva significativa entre a riqueza de espécies de aves no interior das matas
ciliares e o tamanho (km2) dos fragmentos de mata ciliar das cinco áreas de estudo localizadas ao
longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
39
Número de espécies de aves dentro do
fragmento de mata ciliar
70
y = 1.0085x + 13.155
R2 = 0.2826
60
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
25
30
Número de espécies arbóreas no fragmento
Número de espécies de aves dentro do
fragmento de mata ciliar
Figura 7. Relação positiva significativa entre a riqueza de espécies de aves no interior das matas
ciliares e a riqueza de espécies arbóreas nos fragmentos de mata ciliar das cinco áreas de estudo
localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
70
y = 0.2543x + 20.838
R2 = 0.3995
60
50
40
30
20
10
0
0
20
40
60
80
100
120
Número de indivíduos arbóreos no fragmento
Figura 8. Relação positiva significativa entre a riqueza de espécies de aves no interior das matas
ciliares e a abundância de indivíduos arbóreos nos fragmentos de mata ciliar das cinco áreas de estudo
localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
4ª hipótese: a riqueza de aves no interior dos fragmentos de mata ciliar é influenciada
pelo uso e ocupação do solo dos habitats matrizes adjacentes, considerando a predição de
que a riqueza de aves será maior nos fragmentos cujas matrizes apresentem maiores
porcentagens de cobertura florestal e menor porcentagem de áreas abertas.
40
Alguns dos ambientes existentes nos habitats matrizes adjacentes mostraram exercer
influencia sobre a riqueza de aves registradas no interior dos fragmentos de mata ciliar
corroborando, assim, a 4ª hipótese de estudo. Os fragmentos florestais adjacentes (p < 0.01),
as monoculturas de cana-de-açúcar (p < 0.05), o seringal (p < 0.05) e as áreas urbanas (p <
0.001) existentes ao redor das matas ciliares influenciaram significativamente a riqueza de
aves (Tabela 5). A predição também foi confirmada, já que a riqueza de aves foi maior nos
fragmentos cujas matrizes apresentavam maiores porcentagens de cobertura florestal (Figura
9) e menores porcentagens de áreas abertas de cana-de-açúcar (Figura 10) e de áreas urbanas
(Figura 11). A monocultura florestal existente na “área 2”, o seringal, também influenciou
positiva e significativamente (p < 0.05) a riqueza de aves no interior do fragmento de mata
ciliar daquela área (Tabela 5). As classes de uso e ocupação do solo referentes às áreas de
pasto e dos lagos não exerceram influencia significativa sobre a riqueza de aves (Tabela 5).
Tabela 5. Resultado do modelo GLM (Poisson) para a relação entre riqueza de aves e as variáveis
relacionadas ao tamanho (km2) das classes de uso e ocupação do solo das cinco áreas de estudo
localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Variável resposta
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Riqueza de aves
Variável explicativa
Fragmentos
Cana
Seringal
Área Urbana
Lago
Pasto
Deviância
8.8973
4.8468
3.9161
15.0728
0.4182
0.4182
Graus de Liberdade
13
12
11
12
10
10
p
< 0.01 **
0.02*
0.04*
< 0.001 ***
0.52
0.52
*** p < 0,001 / ** p < 0,01 / * p < 0,05
41
Número de espécies de aves dentro do
fragmento de mata ciliar
70
y = 4.3812x + 25.145
R2 = 0.215
60
50
40
30
20
10
0
0
0.5
1
1.5
2
2.5
3
3.5
4
Tamanho dos fragmentos florestais adjacentes (km2)
Número de espécies de aves dentro do
fragmento de mata ciliar
Figura 9. Relação positiva significativa entre a riqueza de aves no interior das matas ciliares e o
tamanho dos fragmentos florestais adjacentes localizados nos habitats matrizes das cinco áreas de
estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
70
y = -3.6838x + 72.998
R2 = 0.2636
60
50
40
30
20
10
0
0
2
4
6
8
10
12
14
Tamanho das monoculturas de cana-de-açúcar (km2)
Figura 10. Relação negativa significativa entre a riqueza de aves no interior das matas ciliares e o
tamanho das monoculturas de cana-de-açúcar localizadas nos habitats matrizes das cinco áreas de
estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
42
Número de espécies de aves dentro do
fragmento de mata ciliar
70
y = -7.0919x + 38.635
R2 = 0.1382
60
50
40
30
20
10
0
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
Tamanho das áreas urbanas (km2)
Figura 11. Relação negativa significativa entre a riqueza de aves no interior das matas ciliares e o
tamanho das áreas urbanas localizadas nos habitats matrizes das cinco áreas de estudo localizadas ao
longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
5ª hipótese: a riqueza e a composição da comunidade de aves (espécies registradas
dentro e fora das matas ciliares) variam temporalmente entre as estações seca e chuvosa,
considerando a predição de que na estação chuvosa será registrada maior riqueza de aves
em função dos deslocamentos de espécies migratórias em direção às regiões tropicais.
Os resultados obtidos a partir do modelo GLMM elaborado permitem corroborar a 5ª
hipótese, pois foi encontrada uma diferença estatisticamente significativa (Chisq = 11.229; p
< 0.001) nos valores de riqueza de aves entre as estações sazonais. Durante a estação chuvosa
foram registradas 203 espécies diferentes. Já na estação seca 168 espécies de aves foram
observadas nas áreas de estudo.
A composição de espécies também diferiu entre as estações seca e chuvosa, sendo o
resultado estatisticamente significativo (Permanova: r2 = 0.43822; p < 0.05) (Figura 12).
Quarenta e nove espécies foram registradas exclusivamente na estação chuvosa; destas 29 são
espécies migratórias (três migrantes setentrionais e 26 migrantes austrais) (Anexo A). Já na
estação seca houve o registro de 14 espécies exclusivas, sendo que sete delas são migratórias.
Cento e cinquenta e quatro espécies foram comuns a ambas estações (Anexo A).
43
Figura 12. Análise de escalonamento multidimensional não-métrico (NMDS) para ordenação e
visualização gráfica da análise Permanova para a composição da comunidade de aves registrada nas
estações seca e chuvosa.
Similaridade de Jaccard
Através do Índice de Similaridade de Jaccard foi possível obter os valores percentuais
referentes ao número de espécies compartilhadas entre cada uma das cinco áreas estudadas.
Nota-se que 70 % das espécies são comuns entre a “área 4” e a “área 5”, sendo este o maior
valor de similaridade encontrado entre todas as áreas estudadas (Figura 13). Vale lembrar que
estas áreas, localizadas em São Paulo, encontram-se geograficamente mais próximas em
relação às demais. Em seguida vêm a “área 1” e a “área 2” formando um segundo
agrupamento com 62% de espécies compartilhadas por ambas (Figura 14). Estas áreas,
distantes aproximadamente 10 km uma da outra, estão localizadas na margem direita do rio
Grande, em Minas Gerais. Por fim, vem a “área 3”, mais distante das demais com 57% de
espécies compartilhadas (Figura 13).
44
Figura 13. Cladograma obtido a partir do Índice de Similaridade de Jaccard para as cinco áreas de
estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Índice Pontual de Abundância (IPA)
Durante o levantamento quantitativo, realizado ao longo de oito meses a partir de 222
amostras (6 pontos x 37 visitas), foram registradas 167 espécies em 1.698 contatos, com uma
média de oito contatos/amostra. O índice pontual de abundância global apresentou variação
de 0,005 (1 contato) a 0,387 (86 contatos) (Anexo A). Considerando cada área separadamente,
o IPA variou da seguinte forma: “área 1”: 0,024 (um contato) a 0,714 (30 contatos); “área 2”:
0,024 (um contato) a 0,548 (23 contatos); “área 3”: 0,021 (um contato) a 0,313 (15 contatos);
“área 4”: 0,024 (um contato) a 0,286 (12 contatos) e “área 5”: 0,021 (um contato) a 0,313 (15
contatos).
A curva de ranqueamento de espécies, em ordem decrescente de abundância, mostra
que 32% das espécies (n = 54) possuem IPA maior que o IPA médio que é de 0,046 (10
contatos/espécie). Vinte e cinco por cento das espécies (n = 42) possuem baixa abundância.
Consideram-se espécies de baixa abundância aquelas que apresentaram valor de IPA inferior
a 10% do IPA médio. Desta forma, constata-se que a maioria das espécies (43%; n = 71)
possuem valores de IPA intermediários, variando entre dois e 10 contatos (Figura 14). O
padrão observado no IPA global também foi encontrado nos valores de IPA referentes a cada
uma das cinco áreas estudadas (Tabela 6). Em todas as áreas, a porcentagem de espécies com
45
valores intermediários de IPA foi superior às porcentagens de espécies com altos e baixos
valores de IPA (Tabela 6).
No IPA global, o valor mais alto obtido não ultrapassa 0,4, sendo estas as cinco
espécies com os maiores valores: Pitangus sulphuratus (Linnaeus, 1766), Patagioenas
picazuro (Temminck, 1813), H. longirostris, Cantorchilus leucotis (Lafresnaye, 1845) e T.
leucomelas. Juntas, estas espécies correspondem a 18% dos contatos. P. sulphuratus também
foi a espécie que apresentou maior valor de IPA para a áreas 1 e 2. Nas demais três áreas, P.
picazuro foi a espécie que apresentou maior abundância.
0.400
0.350
0.300
(IPA)
Índice Pontual de Abundância
0.450
0.250
0.200
0.150
0.100
0.050
0.000
1
8
15 22 29 36 43 50 57 64 71 78 85 92 99 106 113 120 127 134 141 148 155 162
Número de espécies
Figura 14. Curva de ranqueamento por ordem decrescente de abundância das espécies de aves
registradas nas cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil.
Tabela 6. Número de espécies e porcentagem referente aos valores de IPA global e de cada área
estudada, ordenado por classes de IPA.
Área
Número de espécies e % de acordo com o IPA
Abaixo da média
Intermediário
Acima da média
Total
Global
42 (25%)
71 (43%)
54 (32%)
167 (100%)
Área 1
32 (24%)
61 (45%)
41 (31%)
134 (100%)
Área 2
20 (31%)
25 (38%)
20 (31%)
65 (100%)
Área 3
20 (30%)
24 (37%)
22 (33%)
66 (100%)
Área 4
22 (31%)
29 (40%)
21 (29%)
72 (100%)
Área 5
22 (30%)
30 (42%)
20 (28%)
72 (100%)
46
Frequência de Ocorrência (FO)
De acordo com a FO apenas 16% (n = 36) das espécies registradas são consideradas
“comuns” na região do baixo Rio Grande (Anexo A), ou seja, apareceram no mínimo em 28
visitas do total de 37 visitas. Entre as espécies classificadas como “comuns”, somente cinco
(2%) foram observadas em todas as amostras, apresentando 100% de FO. São elas: Vanellus
chilensis (Molina, 1782), P. picazuro, Brotogeris chiriri (Vieillot, 1818), Todirostrum
cinereum (Linnaeus, 1766) e P. sulphuratus (Anexo A).
A maioria (51%; n = 114) foi classificada como “ocasional” ou “rara”, tendo sido
registradas em, no máximo, nove visitas (Anexo A). Acrescentando a estes valores os dados
referentes às espécies classificadas como “incomuns”, obtém-se um percentual de 69% (154
espécies) (Tabela 7). Trinta e duas espécies foram registradas apenas uma vez durante todo o
esforço amostral, tais como: Mycteria americana Linnaeus, 1758, Platalea ajaja Linnaeus,
1758, Porphyrio martinicus (Linnaeus, 1766), Heliornis fulica (Boddaert, 1783), Himantopus
melanurus Vieillot, 1817, Tringa solitaria Wilson, 1813, Coccyzus melacoryphus Vieillot,
1817, Hydropsalis parvula (Gould, 1837), Heliomaster furcifer (Shaw, 1812), Monasa
nigrifrons (Spix, 1824) e Gubernetes yetapa (Vieillot, 1818) (Anexo A), sendo dessa forma,
tratadas como ocasionais na área de estudo.
A análise dos valores das classes de porcentagem de FO para cada uma das cinco áreas
estudadas separadamente mostra que o padrão encontrado na FO global se inverte. Em cada
área, a maioria das espécies é classificada como “comum” e relativamente comum”, com
porcentagens variando entre 48-62% e o número de espécies ocasionais é consideravelmente
reduzido (Tabela 7).
Tabela 7. Freqüência de Ocorrência (F.O.) da comunidade de aves registrada nas cinco áreas de estudo
localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Classes de porcentagem (%) de F.O.
Até 5%
6-24%
25-49%
50-74%
75-100%
Total
Global
47 (21%)
67 (30%)
40 (18%)
35 (15%)
36 (16%)
225 (100%)
Área 1
3 (2%)
26 (14%)
54 (30%)
36 (20%)
63 (34%)
182 (100%)
Área 2
5 (3%)
32 (21%)
36 (24%)
34 (22%)
45 (30%)
152 (100%)
Área 3
1 (1%)
29 (21%)
22 (16%)
26 (19%)
58 (43%)
136 (100%)
Área 4
3 (2%)
33 (24%)
35 (26%)
27 (20%)
38 (28%)
136 (100%)
Área 5
3 (2%)
25 (18%)
43 (32%)
38 (28%)
136 (100%)
Categorias
Ocasional
Rara
Incomum
27 (20%)
Relativamente
comum
Comum
47
Hábitos Alimentares e Guildas Tróficas
Com relação aos hábitos alimentares, houve predomínio de espécies insetívoras (103
espécies; 46%) que representam quase metade de todas as aves registradas no estudo. Em
seguida vêm os onívoros com 53 espécies, ou seja, aproximadamente uma em cada quatro
aves pertence a esta categoria alimentar (24%). As aves frugívoras representam 8% (n = 19)
do total de espécies, sendo o terceiro hábito alimentar mais frequente. Dentre as frugívoras,
apenas quatro espécies (21%) pertencem a táxons Passeriformes. Os demais hábitos
alimentares foram assim representados: granívoros = 13 espécies (6%), carnívoros = 12
espécies (5%), piscívoros = 13 espécies (6%), nectarívoros = 10 espécies (4%) e necrófagos =
duas espécies (1%).
As guildas tróficas que apresentaram o maior número de espécies foram: insetívoros
de borda (n = 25), onívoros de borda (n = 21), frugívoros de dossel (n = 15), piscívoros (n =
13) e granívoros (n = 13). Insetívoros de taquarais e emaranhados, onívoros de sub-bosque e
carnívoros noturnos foram as guildas menos representativas, com apenas uma espécie cada
(Figura 15).
O padrão de dominância de espécies insetívoras e onívoras também foi encontrado ao
analisar cada área em separado (Tabela 8). A “área 1” foi a que apresentou o maior número de
espécies frugívoras, sendo três exclusivas: Crypturellus undulatus (Temminck, 1815), Ara
ararauna (Linnaeus, 1758) e Antilophia galeata (Lichtenstein, 1823). Nas áreas “4” e “5” foi
onde se observou o maior número de espécies granívoras, sendo Sporophila angolensis
(Linnaeus, 1766), registrada apenas nestas duas áreas. A riqueza de espécies nectarívoras em
cada área se mostrou bastante semelhante, sendo a “área 5”, com sete espécies, a que
apresentou maior riqueza (Tabela 8). O beija-flor Anthracothorax nigricollis (Vieillot, 1817),
foi observado apenas nesta área. Espécies que apresentam os hábitos alimentares granívoro,
carnívoro, piscívoro e necrófago também apresentaram riquezas bastante semelhantes entre as
áreas (Tabela 8).
De forma geral, em todas as áreas, entre as guildas tróficas com menores valores de
riqueza estão aquelas representadas por espécies mais especializadas e sensíveis a impactos
antrópicos, que requerem sítios de forrageamento mais específicos. Estas guildas são:
insetívoros de folhagem, insetívoros de taquarais e emaranhados e frugívoros de solo (Tabela
9).
Ao comparar a riqueza de cada guilda trófica entre a mata ciliar e o habitat matriz de
cada área de estudo verificou-se que das 25 categorias, 15 apresentaram diferenças
48
estatisticamente significativas entre tais ambientes para algumas áreas (Tabela 9). A riqueza
de “insetívoros aéreos” e de “granívoros” foi estatisticamente superior no habitat matriz em
ralação ao interior da mata ciliar em todas as áreas de estudo (Tabela 9).
Em todas as áreas de estudo, os onívoros de solo apresentaram uma riqueza
significativamente maior no habitat matriz do que nas matas ciliares, exceto na “área 4”
(Tabela 9). Onívoros aquáticos não foram registrados no interior das matas ciliares, sendo
observados apenas no habitat matriz, sobretudo às margens do rio e em ambientes alagados. O
número de espécies carnívoras diurnas, de insetívoros de borda e piscívoros também foi
superior no habitat matriz em relação às matas ciliares em todas as áreas exceto na “área 3”
(Tabela 9). A riqueza de insetívoros que se alimentam de artrópodes grandes do solo foi
significativamente superior no habitat matriz em comparação a mata ciliar em todas as áreas
exceto na “área 5” (Tabela 9). Já os insetívoros de nível médio foram mais diversos no
interior das matas ciliares quando comparado ao habitat matriz, embora apenas para a “área 2”
e para a “área 3” esta diferença tenha se mostrado estatisticamente significativa (Tabela 9).
28
25
Número de espécies
24
21
20
15
16
12
12
4
11
10
9
8
8
13
12
7
5
11
13
11
10
8
6
6
4
3
1
1
1
2
INS
-Aé
reo
INS
-Bo
rda
INS
-Br
ejo
INS
-Do
ss
INS
el
-Fo
l ha
ge
m
IN S
-G
S
INS
INS
-PS
-No
INS
tur
no
-Ní
s
ve
lM
éd
io
INS
-TE
IN S
ON
-TG
I-A
qu
ati
co
ON
I-B
ord
a
ON
I-B
r
e
jo
ON
I-D
os
se l
ON
ON
I-S
I-S
olo
ub
-bo
sq
FR
ue
U-D
os
se
l
FR
U -S
o
lo
Gr
an
ív o
ros
CA
R-D
iu r
CA
no
R-N
otu
Ne
rn o
cta
r ív
oro
Ne
s
cró
fa g
os
Pis
cív
o ro
s
0
Guilda Trófica
Figura 15. Distribuição das espécies de aves registradas nas cinco áreas de estudo localizadas ao longo
do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil, de acordo com as guildas tróficas.
49
Tabela 8. Número de espécies de aves registradas para cada área de estudo localizada ao longo do
reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil, de acordo com o Hábito Alimentar.
Hábito Alimentar
Insetívoros
Onívoros
Frugívoros
Granívoros
Carnívoros
Nectarívoros
Necrófagos
Piscívoros
Total
Área 1
83 (46%)
43 (24%)
19 (10%)
10 (5%)
7 (4%)
6 (3%)
2 (1%)
12 (7%)
182
Área 2
71 (47%)
37 (24%)
11 (7%)
11 (7%)
7 (5%)
5 (3%)
1 (1%)
9 (6%)
152
Área 3
59 (43%)
31 (23%)
11 (8%)
10 (7%)
9 (7%)
5 (4%)
1 (1%)
10 (7%)
136
Área 4
60 (45%)
27 (20%)
14 (10%)
12 (9%)
6 (4%)
6 (4%)
2 (1%)
9 (7%)
136
Área 5
60 (45%)
26 (19%)
11 (8%)
13 (10%)
6 (4%)
7 (5%)
2 (1%)
11 (8%)
136
Tabela 9. Número de espécies de acordo com as guildas tróficas, separadas por ambientes (mata X
matriz) para cada uma das cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta
Grande, sudeste do Brasil. * valores de riqueza que diferiram estatisticamente entre os ambientes
dentro de cada área, segundo o teste Q de Cochran.
Área 1
Área 2
Área 3
Área 4
Área 5
Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz
Insetívoros de troncos e galhos
7
8
4
6
6
6
5
5
5
4
Predadores de artrópodes
2
6*
2
6*
1
7*
0
5*
2
5
grandes do solo
Predadores de artrópodes
2
9*
4
6
3
7
1
4
2
5
pequenos do solo
Predadores de artrópodes da
5
4
4
2
2
1
2
0
3
0
folhagem
Insetívoros de taquarais e
0
0
0
0
0
0
1
0
0
0
emaranhados
Insetívoros do nível médio
8
6
7
3*
6
1*
6
4
6
3
Insetívoros do dossel
5
8
3
4
3
4
3
2
3
3
*
*
*
Insetívoros de borda
10
18
11
19
11
16
9
15
10
15 *
Insetívoros de brejo
0
5*
0
3
0
3
0
5*
2
6*
Insetívoros aéreos
0
11 **
1
9*
0
5*
1
11 *
0
8*
Insetívoros noturnos
0
3
0
3
0
1
1
0
0
0
*
Onívoros do dossel
6
8
4
8
4
3
3
5
4
5
Onívoros do sub-bosque
1
1
1
1
1
0
1
1
1
1
**
*
Onívoros de borda
8
15
6
11
8
10
5
9
6
10 *
Onívoros de solo
2
8*
0
7*
2
10 *
3
6
1
5*
Onívoros aquáticos
0
5*
0
3
0
5*
0
4*
0
3
Onívoros de brejo
0
2
0
3
1
1
0
1
0
1
**
Frugívoros de dossel
4
15
6
9
6
9
9
12
6
9
Frugívoros do solo
3
4
1
2
2
2
2
2
2
2
*
*
*
**
Granívoros
3
10
2
11
2
10
1
12
6
13 *
Carnívoros noturnos
0
0
0
1
0
1
0
0
0
0
*
*
*
Carnívoros diurnos
1
7
0
6
2
7
1
6
0
6*
Nectarívoros
5
5
2
5
4
5
3
5
2
7*
Guildas Tróficas
50
Guildas Tróficas
Necrófagos
Piscívoros
Área 1
Área 2
Área 3
Área 4
Área 5
Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz Mata Matriz
0
2
1
1
0
1
0
2
0
2
**
*
*
0
12
2
9
4
9
1
9
1
11 *
** p < 0,001
* p < 0,05
Dependência a habitats florestais
De acordo com a dependência a habitats florestais verificou-se que 52% das espécies
(n = 118) registradas são “independentes” à existência destes ambientes para que possam
ocorrer na região (Tabela 10). No extremo oposto, 19% das espécies são (n = 42) estritamente
dependentes de ambientes florestais, seja para reprodução ou para forrageamento.
Em cada área, separadamente, a porcentagem de espécies “independentes” também foi
superior às demais, com valores bastante semelhantes, variando de 51% (Área 1) a 59% (Área
3) (Tabela 10). A “área 1” apresentou a maior riqueza de espécies “dependentes” (n = 35),
sendo este valor superior estatisticamente significativo quando comprados às riquezas obtidas
nas demais áreas (Q = 35,85; p < 0,001) (Figura 16). O menor número de espécies
“dependentes” a ambientes florestais foi encontrado na “Área 3”, apenas 14 espécies.
Das 42 espécies consideradas “dependentes”, 83% delas estiveram presentes na “Área
1” sendo oito registradas exclusivamente nesta área: C. undulatus, Dendrocolaptes
platyrostris Spix, 1825, A. galeata, Elaenia spectabilis Pelzeln, 1868, M. viridicata,
Philohydor lictor (Lichtenstein, 1823), Colonia colonus (Vieillot, 1818) e Setophaga
pitiayumi (Vieillot, 1817); quatro foram exclusivas da “Área 2”: Nyctiphrynus ocellatus
(Tschudi, 1844), Corythopis delalandi (Lesson, 1830), E. mesoleuca e Hemithraupis guira
(Linnaeus, 1766); uma espécie exclusiva da “Área 3”: M. nigrifrons e uma exclusiva da “Área
4”: P. latirostris. Não houve o registro de nenhuma espécie “dependente” exclusivamente na
“Área 5” (Anexo A).
Considerando o número de espécies florestais registradas apenas dentro dos
fragmentos de mata ciliar estudados, os mais altos valores foram observados nas matas
ciliares localizadas na “área 1” e na “área 2”: 23 e 18 espécies respectivamente (Figura 17). A
diferença entre estes valores não se mostrou estatisticamente significativa (Q = 11,93; p <
0,05) (Figura 17).
51
Tabela 10. Número de espécies de aves registradas e porcentagem de acordo com a Dependência a
habitats florestais para cada área de estudo localizada ao longo do reservatório da UHE Volta Grande,
sudeste do Brasil.
Dependência a habitats florestais
Independente
Semi-dependente
Dependente
Total
Global
118 (52%)
65 (29%)
42 (19%)
225
Área 1
92 (51%)
55 (30%)
35 (19%)
182
Área 2
79 (52%)
47 (31%)
26 (17%)
152
Área 3
80 (59%)
42 (31%)
14 (10%)
136
Área 4
75 (55%)
42 (31%)
19 (14%)
136
Área 5
74 (54%)
46 (34%)
16 (12%)
136
Número de espécies
40
Q = 35,85; p < 0,001
a
b
30
bc
20
c
c
10
0
1
2
3
4
5
Áreas de estudo
Figura 16. Número de espécies de aves dependentes de habitats florestais registradas em cada área de
estudo. Letras diferentes representam diferenças estatisticamente significativas apontadas pelos testes
Q de Cochran e o post-hoc de McNemar.
52
Número de espécies florestais dentro dos
fragmentos de mata ciliar
30
25
Q = 11,93; p < 0,05
a
23
20
ab
18
15
ab
b
16
13
b
13
10
5
0
1
2
3
4
5
Áreas de estudo
Figura 17. Número de espécies de aves dependentes de habitats florestais registradas no interior dos
fragmentos de mata ciliar em cada área de estudo. Letras diferentes representam diferenças
estatisticamente significativas apontadas pelos testes Q de Cochran e o post-hoc de McNemar.
Espécies endêmicas
Três espécies registradas são endêmicas do bioma Cerrado: H. longirostris, C.
rectirostris e A. galeata. H. longirostris e C. rectirostris foram registradas em todas as cinco
áreas estudadas sendo, inclusive, consideradas espécies “comuns” para a região de acordo
com o índice de Frequência de Ocorrência (FO) (Anexo A.). A. galeata foi observada apenas
na “área 1” e de acordo com sua F.O., pode ser considerada uma espécie “rara” para a região
do baixo rio Grande (Anexo A).
Estas três espécies são também consideradas endemismos, tanto geograficamente
quanto ecologicamente, das matas ciliares do Brasil Central, juntamente com Basileuterus
culicivorus (Deppe, 1830) (subespécie hypoleucus) (Silva e Vielliard 2000). B. c. hypoleucus
não foi registrada apenas nas áreas “3” e “4”, sendo classificada como “incomum”, de acordo
com sua F.O., para a região (Anexo A).
Espécies migratórias
Foram registradas 83 espécies migratórias nas cinco áreas de estudo (Anexo A), o que
corresponde a 37% da riqueza total amostrada. Apenas quatro espécies são oriundas do
hemisfério norte: Pandion haliaetus (Linnaeus, 1758), T. solitaria, Hirundo rustica Linnaeus,
1758 e Petrochelidon pyrrhonota (Vieillot, 1817). As demais espécies são provenientes das
regiões mais meridionais da América do Sul. A “área 1” apresentou o maior número de aves
migratórias (n = 66) seguida pela “área 2” (n = 58). A superioridade dessas áreas em número
53
de espécies se mostrou estatisticamente significativa em relação à riqueza observada nas
demais áreas (Q = 21,79; p < 0,001) (Figura 18). Nas demais áreas foram observadas 44, 49 e
47 espécies respectivamente. Com relação à dependência a habitats florestais, 54 (65%)
espécies são classificadas como independentes, 17 (20%) como semi-dependentes e apenas 12
(15%) são estritamente dependentes.
Número de espécies migratórias
Q = 21,79; p < 0,001
80
a
70
66
a
58
60
50
b
b
b
49
47
4
5
44
40
30
20
10
0
1
2
3
Áreas de estudo
Figura 18. Número de espécies migratórias registradas em cada área de estudo. Letras diferentes
representam diferenças estatisticamente significativas apontadas pelos testes Q de Cochran e o posthoc de McNemar.
Espécies ameaçadas de extinção
Trinta e duas espécies registradas estão presentes em alguma categoria de ameaça em
pelo menos uma das listagens de espécies ameaçadas de extinção consideradas neste estudo.
Nas áreas localizadas em Minas Gerais (“área 1” e “área 2”) foram observadas três espécies
consideradas ameaçadas no estado: Crax fasciolata Spix, 1825, M. americana e A. ararauna
(Tabela 11). Destas, C. fasciolata também consta na lista global de espécies ameaçadas da
IUCN, na categoria “vulnerável” (IUCN 2014). Outras duas espécies presentes na lista da
fauna ameaçada de Minas Gerais foram registradas apenas nas áreas localizadas em São Paulo
(Tabela 11).
De acordo com a lista da fauna ameaçada de extinção do estado de São Paulo, 24
espécies registradas nos fragmentos localizados neste estado, encontram-se sob algum grau de
ameaça de extinção (Tabela 11). Entre elas, seis estão incluídas na categoria “criticamente
ameaçada”: Rhea americana (Linnaeus, 1758), Busarellus nigricollis (Latham, 1790), H.
fulica, Orthopsittaca manilatus (Boddaert, 1783), M. nigrifrons e S. suiriri. Outras sete
54
espécies presentes na lista da fauna ameaçada de São Paulo foram registradas apenas nas
áreas localizadas em Minas Gerais (Tabela 11).
A “área 1” foi o local onde se observou o maior número de espécies ameaçadas (n =
22; 69%), sendo seis registradas exclusivamente nesta área (Tabela 13). Na “área 2” foram
registradas nove espécies (28%) incluídas em alguma categoria de ameaça e nenhuma
exclusiva. Na “área 3” e “área 4” foram observadas 13 espécies (41%) em cada, sendo quatro
e três exclusivas, respectivamente. A “área 5” foi o local onde houve o registro de um menor
número de espécies ameaçadas (n = 8; 25%) (Tabela 11).
Tabela 11. Espécies de aves incluídas em alguma categoria de ameaça de extinção, registradas nas
cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil.
Listas de Ameaça: 1 – Global (IUCN 2014), 2 – Brasil (MMA 2014), 3 – Minas Gerais (COPAM
2010), 4 – São Paulo (Bressan et al. 2009). Categorias de ameaça: QA – quase ameaçado, VU –
vulnerável, EN – em perigo, CR – criticamente ameaçada.
Ordem / Família
Espécie
Área
1
2
3
4
5
Rheiformes
Rheidae
Rhea americana (Linnaeus, 1758) QA1, CR4
X
Tinamiformes
Tinamidae
Crypturellus undulatus (Temminck, 1815) EN4
Rhynchotus rufescens (Temminck, 1815) VU4
X
X
Crax fasciolata Spix, 1825 VU1, EN3, CR4
X
Mycteria americana Linnaeus, 1758 VU3, QA4
X
Pilherodius pileatus (Boddaert, 1783) VU4
X
X
Galliformes
Cracidae
X
Ciconiiformes
Ciconiidae
Pelecaniformes
Ardeidae
Threskiornithidae
Platalea ajaja Linnaeus, 1758 VU3
X
Accipitriformes
Accipitridae
Busarellus nigricollis (Latham, 1790) CR4
X
Gruiformes
Heliornithidae
Heliornis fulica (Boddaert, 1783) CR4
X
Cuculiformes
Cuculidae
Crotophaga major Gmelin, 1788 VU4
X
X
Apodiformes
55
Ordem / Família
Espécie
Área
1
2
X
X
3
4
5
Apodidae
Tachornis squamata (Cassin, 1853) VU4
X
Trochilidae
Polytmus guainumbi (Pallas, 1764) VU4
X
Coraciiformes
Momotidae
Momotus momota (Linnaeus, 1766) VU4
X
Nystalus maculatus (Gmelin, 1788) QA4
Monasa nigrifrons (Spix, 1824) CR4
X
Campephilus melanoleucos (Gmelin, 1788) VU4
X
Ara ararauna (Linnaeus, 1758) VU3, CR4
Orthopsittaca manilatus (Boddaert, 1783) CR4
Amazona amazonica (Linnaeus, 1766) VU4
Amazona aestiva (Linnaeus, 1758) QA4
X
X
X
X
Herpsilochmus longirostris Pelzeln, 1868 EN4
X
X
Clibanornis rectirostris (Wied, 1831) QA4
Synallaxis albescens Temminck, 1823 QA4
X
X
X
Antilophia galeata (Lichtenstein, 1823) QA4
X
X
Galbuliformes
Bucconidae
X
Piciformes
Picidae
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Psittaciformes
Psittacidae
X
Passeriformes
Thamnophilidae
Furnariidae
Pipridae
Rhynchocyclidae
Poecilotriccus latirostris (Pelzeln, 1868) QA4
X
Tyrannidae
Elaenia cristata Pelzeln, 1868 EN4
Suiriri suiriri (Vieillot, 1818) CR4
X
X
X
X
Gnorimopsar chopi (Vieillot, 1819) QA4
X
X
X
Lanio penicillatus (Spix, 1825) EN4
Schistochlamys melanopis (Latham, 1790) EN4
Sporophila collaris (Boddaert, 1783) VU4
Sporophila angolensis (Linnaeus, 1766) CR3, VU4
X
X
X
Icteridae
X
Thraupidae
X
X
X
X
X
X
56
DISCUSSÃO
Riqueza e curvas de acumulação de espécies
O número de espécies registradas no presente estudo (n = 225) corresponde a 29%,
29% e 12% da avifauna já descrita para os estados de Minas Gerais, São Paulo e para o Brasil,
respectivamente. O predomínio de Passeriformes já era esperado uma vez que, segundo Sick
(1997), esta ordem abrange a maioria das espécies de aves conhecidas. A maior
representatividade de espécies da família Tyrannidae é justificável por esta ser a maior família
de aves da região neotropical (Sigrist 2013). Nela estão incluídas várias espécies que se
adaptaram aos mais variados habitats, inclusive áreas urbanas, o que mostra sua grande
plasticidade de ocupação, características que podem explicar o maior registro de espécies
desta família em muitos estudos (Aleixo e Vielliard 1995, Sick 1997, Almeida et al. 1999,
Faria et al. 2006, Anjos et al. 2007, Costa e Rodrigues 2012).
O número de espécies registradas no levantamento quantitativo por pontos de escuta (n
= 167) corresponde a 77% da riqueza observada no levantamento qualitativo (n = 216). Esta
relação percentual obtida entre a riqueza encontrada em cada uma das metodologias de
amostragem foi superior àquela observada em um estudo conduzido por Donatelli et al.
(2007) em duas áreas no interior do estado de São Paulo, que perfizeram uma relação
percentual correspondente a 36% e 51% entre estas mesmas metodologias. Também foi
superior àquelas obtidas por Donatelli et al. (2004) (35%) e por Vielliard e Silva (1990)
(30%). No presente estudo, a elevada riqueza obtida na metodologia quantitativa pode estar
relacionada ao fato de que os pontos fixos foram estabelecidos nas áreas abertas das matrizes
adjacentes às matas ciliares, diferentemente dos demais estudos citados anteriormente, que
conduziram as amostragens quantitativas apenas no interior de fragmentos florestais sem
considerar os habitats adjacentes. Segundo Lyra-Neves et al. (2004), trabalhos realizados
através do uso concomitante de metodologias qualitativas e quantitativas, contribuem
sobremaneira para o conhecimento da composição avifaunística em fragmentos florestais,
principalmente aqueles localizados nos neotrópicos.
Na literatura científica, atualmente, estudos abordando a comunidade de aves da
região do baixo rio Grande são extremamente escassos. Os poucos trabalhos publicados
existentes foram conduzidos no Parque Nacional da Serra da Canastra (Silveira 1998,
Andrade e Marini 2002, MMA 2005, Bessa et al. 2011), que tem parte de sua área sob
jurisdição de Sacramento-MG, um dos municípios que integra a porção inferior da Bacia
Hidrográfica do rio Grande. Este parque nacional, distante cerca de 90 km das áreas de
57
estudo, abriga 403 espécies de aves e é caracterizado por um mosaico vegetacional bem
preservado de diferentes formações fisionômicas (campo limpo, campo sujo, campo rupestre,
mata de galeria e cerrado strictu senso) (Bessa et al. 2011), que o difere consideravelmente
das áreas abordadas neste estudo. Em outro estudo, desenvolvido na RPPN Reserva Ecológica
de Panga, uma das principais unidades de conservação do Triângulo Mineiro com 410 ha, no
município de Uberlândia-MG e distante cerca de 130 km das áreas de estudo, foram
identificadas 231 espécies de aves, com destaque para o registro de nove espécies endêmicas
do Cerrado (Marçal-Júnior et al. 2009). Outra fonte de dados disponível para a região, porém
não publicado em forma de artigo, refere-se a um inventário da avifauna realizado na Estação
Ambiental de Volta Grande para fins de licenciamento ambiental (Abreu e Mattos 2004).
Estes autores registraram nesta área, também inventariada no presente estudo sob a
denominação de “área 1”, uma comunidade de aves com 157 espécies.
É possível considerar também dados oriundos do plano de manejo do Parque Estadual
do Pau Furado. Esta unidade de conservação, distante cerca de 140 km das áreas de estudo e
com 2.000 ha, está localizada na Bacia Hidrográfica do rio Araguari entre os municípios de
Uberlândia e Araguari, região do Triângulo Mineiro (IEF 2011). Também sob os domínios do
bioma Cerrado, este parque estadual abriga uma comunidade de 221 espécies de aves (IEF
2011) e, comparativamente, apresenta uma composição em espécies muito semelhante à
registrada no presente estudo.
Com exceção do Parque Nacional da Serra da Canastra, a comunidade de aves das
outras três localidades mencionadas aqui a título de comparação está muito próxima, no que
se refere à riqueza e composição de espécies, dos resultados obtidos no presente estudo. Com
isso, é possível perceber que as matas ciliares estudadas, embora sob influência constante de
grandes fontes de impacto antrópico, ainda se mantêm como habitats importantes para a
manutenção e conservação de uma avifauna local rica e diversa.
Devido a esta escassez de estudos abordando a avifauna da região do baixo rio
Grande, juntamente ao fato de ser considerada de “alta importância biológica” para a
conservação de aves em Minas Gerais (Drummond et al. 2005), o desenvolvimento de mais
pesquisas abordando a avifauna da região se mostra extremamente importante a fim de
aumentar o conhecimento da comunidade de aves que ocorre nos fragmentos de vegetação
ainda remanescentes. Com mais estudos, adequados planos de manejo e políticas públicas
voltadas à preservação das espécies, terão maiores subsídios nos quais se embasar a fim de
garantir a efetiva conservação da biodiversidade local. Vale ressaltar que dentre os critérios
utilizados para a inclusão da região nesta categoria de importância para a conservação de aves
58
em Minas Gerais está o fato de apresentar um elevado número de espécies ameaçadas de
extinção no estado, por ser uma região de alimentação e pouso de aves aquáticas migratórias e
devido à falta de informação à respeito do grau de ameaça e conservação dos ambientes
(Drummond et al. 2005).
Nas últimas décadas, a região do Triângulo Mineiro se consolidou como uma das
principais áreas de desenvolvimento do estado, com intensa atividade no setor de
agronegócios. Esse modelo, no entanto, vem colocando em risco a conservação dos ambientes
naturais da região. A descaracterização dos habitats naturais decorrente do uso intensivo do
solo tem feito com que as áreas remanescentes desse bioma se restrinjam às pequenas
manchas dispersas (Araújo et al. 1997, Marçal-Júnior et al. 2009). Porém, apesar de todo o
histórico
de
desmatamentos
e
intervenções
antrópicas
oriundas
das
atividades
agrossilvopastoris existentes na região, pode-se dizer que as áreas estudadas abrigam uma
porção significativa e importante da avifauna atual da região sob influência da UHE Volta
Grande, uma vez que a riqueza observada corresponde a 27% da avifauna descrita para o
bioma Cerrado (Silva 1995).
A espécie mais frequentemente capturada nas redes de neblina, C. rectirostris, é um
dos raros endemismos de matas ciliares do Brasil Centro-meridional. Forrageia
preferencialmente no solo, onde vasculha a serrapilheira à procura de insetos. Depende, como
várias outras espécies aparentadas, da existência de barrancos onde passa escavar túneis para
nidificação (Silva e Vielliard 2000, Sigrist 2013). Em todas as áreas aqui estudadas, com
exceção da “área 1”, esta espécie foi registrada apenas no interior dos fragmentos de mata
ciliar.
A curva cumulativa de espécies indica que o esforço amostral foi satisfatório para a
detecção de uma parcela significativa da avifauna da região. Ao se considerar apenas 50% do
esforço amostral do estudo, constata-se que 89% (n = 200) das espécies já haviam sido
registradas. Ainda assim, as curvas de riqueza estimada (global e em separado para cada uma
das áreas estudadas) sugerem que novas espécies podem vir a ser registradas uma vez que a
assíntota ainda não foi atingida.
Efeito das variáveis ambientais sobre a riqueza de espécies
Uma comunidade de aves em ambientes ciliares é influenciada principalmente pela
extensão da cobertura vegetal (Bender et al. 1998, Rottenborn 1999, Fahrig 2003, Bueno et
al. 2012) e pela complexidade estrutural da vegetação (Suarez-Rubio e Thomlinson 2009),
havendo uma correlação positiva do número de espécies de aves com o tamanho das matas
59
ciliares (Lee e Rotenberry 2005, Dami et al. 2012) e a densidade dos estratos verticais
(Arriaga-Weiss et al. 2008, Godinho et al. 2010, Zapata e Robledano 2014). Os dados obtidos
no presente estudo corroboram parte desta afirmação, já que o tamanho das matas ciliares foi
uma das variáveis analisadas que influenciou positivamente a riqueza de espécies de aves.
Esta relação positiva entre tamanho do fragmento e riqueza de aves pode ser entendida
pelo fato de que, com a diminuição do tamanho dos fragmentos, há um aumento da distância
de isolamento entre as áreas remanescentes, que por sua vez, influencia negativamente o
tamanho das populações, as taxas de colonização e, consequentemente, leva ao aumento das
taxas de extinção local (Beier et al. 2002, Ockinger et al. 2009, Uezu e Metzger 2011). Pode
também ser explicada porque em fragmentos pequenos, os recursos possivelmente encontramse em quantidades reduzidas e, assim, há um aumento da competição pelo acesso a tais
recursos, reduzindo dessa maneira o número de espécies; enquanto que em fragmentos
florestais maiores, a existência de uma maior variedade de nichos ecológicos pode acomodar
um número maior de espécies diferentes (Rottenborn 1999, Fletcher-Jr 2009, Dami et al.
2012). As consequências advindas do aumento do efeito de borda inerente a fragmentos
reduzidos como, por exemplo, a elevação das taxas de predação (tanto de ninho quanto dos
indivíduos propriamente ditos) e de nidoparasitismo, também contribuem para a diminuição
da riqueza de espécies (Saab 1999, Watson et al. 2004, Seaman e Schulze 2010).
Sobre a estratificação vertical das matas, Suarez-Rubio e Thomlinson (2009) afirmam
que quanto maior for a heterogeneidade vertical das matas, maior será a variedade de
microhabitats e de recursos (e.g. alimentos, locais para nidificação e esconderijos contra
predadores) capazes de atrair um número maior de espécies de aves de áreas adjacentes para
dentro dos fragmentos. Ainda de acordo com estes autores e também com Godinho et al.
(2010), o estrato intermediário, com árvores medindo de três a dez metros, é o que mais
influencia a comunidade de aves. Porém, no presente estudo, os resultados obtidos não
corroboram estas afirmações, pois não foi encontrada uma influência significativa da
densidade dos estratos verticais na riqueza de aves das matas ciliares.
Ainda sobre variáveis ambientais que exercem influência sobre a riqueza de aves em
matas ciliares, é descrito na literatura que a riqueza e abundância de espécies vegetais também
está positivamente correlacionada com a riqueza de aves sendo, a vegetação, um importante
componente da paisagem na estruturação das comunidades de aves (Lee e Rotenberry 2005,
Evans et al. 2009, Fontana et al. 2011, Wuczynski et al. 2011, Bueno et al. 2012, Dahal et al.
2015). Esta afirmativa tambem pôde ser corroborada pelos resultados encontrados no presente
estudo, onde existiu uma relação positiva significativa entre riqueza e a abundância de
60
espécies vegetais com a riqueza de aves nas matas ciliares. Diferentes espécies de árvores
oferecem diferentes oportunidades de forrageamento (em termos de itens alimentares e de
microhabitats onde encontrá-los), diferentes locais para nidificação e esconderijos para
proteção contra predadores (Selmi e Boulinier 2003, Lee e Rotenberry 2005, Reis et al. 2012,
Zuria e Gates 2013). Assim, é razoável supor que quanto maior for a riqueza de espécies
vegetais arbóreas, maior será a riqueza de aves capaz de ser suportada por esta comunidade
vegetal (Ferger et al. 2014).
Estudos desenvolvidos em uma grande variedade de locais demonstraram que a
natureza dos habitats matrizes circundantes desempenha forte influência na comunidade de
aves do interior dos fragmentos florestais remanescentes (Saab 1999, Austen et al 2001,
Wethered e Lawes 2003, Guldemond e Aarde 2010, Kennedy et al. 2010, Perry et al. 2011).
Fragmentos inseridos em uma matriz agrícola aberta, independente do nível de perturbação,
apresentam menores valores de riqueza e abundância de espécies de aves quando comparados
a fragmentos inseridos em uma matriz com maior cobertura florestal (Belisle et al. 2001,
Rodewald e Yahner 2001, Lee et al. 2002, Monkkonen et al. 2014, Moran e Catterall 2014,
Reid et al. 2014). Os resultados obtidos no presente estudo corroboram os dados apresentados
por estes autores uma vez que a riqueza de aves foi significativamente maior nas áreas cujas
matrizes apresentavam maior cobertura florestal e menos áreas abertas de monoculturas e
áreas urbanas. Este resultado pode ser justificado pelo papel que os fragmentos florestais
adjacentes desempenham ao maximizar as possibilidades de espécies colonizadoras,
especialmente aquelas estritamente florestais, se dispersarem pela paisagem em busca de
recursos e, assim, aumentarem suas áreas de vida ao incorporar fragmentos ainda não
explorados (Wethered e Lawes 2005, Shanahan et al. 2011, Driscoll et al. 2013, Freeman et
al. 2015). A ausência de caça e de atividades extrativistas também contribui para o aumento
da riqueza de aves em fragmento remanescentes ao facilitar a dispersão de espécies no
contexto da paisagem (Freeman et al. 2015), porém não é possível afirmar que estes fatores
tenham influenciado os dados obtidos no presente estudo, uma vez que tais parâmetros não
foram avaliados.
Fragmentos isolados imersos em uma matriz agrícola aberta, mesmo apresentando
vegetação bem desenvolvida e estruturada, tendem a ter menor riqueza de aves devido à
ausência de espécies especializadas e de espécies com menores capacidades de dispersão
(Laurance et al. 2002, Catterall et al. 2012, Freeman et al. 2015). Isso ocorre porque
fragmentos isolados e muito distantes de florestas contínuas podem não receber imigrantes a
uma taxa elevada o suficiente para compensar eventos de extinção local, reduzindo assim o
61
tamanho da população e em consequência a probabilidade de persistencia da especie no
fragmento (Fahrig 2003, Stouffer et al. 2009, Kennedy et al. 2011, Monkkonen et al. 2014).
Há fortes evidências de que algumas aves florestais são incapazes de atravessar até mesmo
pequenas distâncias (acima de 100 metros) através de habitats abertos (Laurance et al. 2002,
Moore et al. 2008, Ibarra-Macias et al. 2011), e que espécies com capacidade de dispersão
limitada normalmente são as mais propensas à extinção local em fragmentos de tamanho
reduzido devido à inexistência de recursos suficientes para sua sobrevivência (Sekercioglu et
al. 2002, Moran e Catterall 2014).
Especificamente com relação aos habitats agrícolas circundantes aos fragmentos que
são dominados por plantações de cana-de-açúcar, Martin e Catterall (2001) argumentam que
estas áreas de monocultura podem produzir grandes impactos sobre a avifauna, já que
diminuem a complexidade estrutural da vegetação, reduzindo também a disponibilidade de
recursos alimentares, principalmente para aves frugívoras. Com isso, a dispersão de sementes
e a regeneração da comunidade vegetal dentro de fragmentos isolados cuja matriz circundante
seja dominada por estas monoculturas provavelmente serão deficientes, comprometendo a
manutenção do fragmento em longo prazo (Moran e Catterall 2014).
A intensidade da urbanização também é descrita na literatura como um fator que está
inversamente relacionado com a riqueza de aves (Smith e Schaefer 1992, Filippi-Codaccioni
et al. 2008, Ortega-Álvarez e MacGregor-Fors 2011). No presente estudo, a porcentagem de
áreas urbanas foi a variável que influenciou mais fortemente a riqueza de aves no interior dos
fragmentos de mata ciliar, havendo uma relação inversa, com o registro de um maior número
de espécies nos fragmentos cujas adjacências apresentavam menos áreas urbanas. Este
resultado está em consonância com os dados encontrados em outros estudos que avaliaram a
influência de áreas urbanas na riqueza de aves (Cam et al. 2000, Rottenborn 1999, Petry e
Scherer 2008, Fontana et al. 2011, Brummelhaus et al. 2012, Reis et al. 2012, Kukreti e Bhatt
2014). Altos níveis de urbanização estão negativamente correlacionados com a riqueza de
aves devido à homogeneização biótica decorrente que, consequentemente, favorece o
aumento de fatores prejudiciais às aves como, por exemplo, predadores, parasitas de ninho e
espécies exóticas no interior dos fragmentos (Saab 1999, Fahrig 2003, Fontana et al. 2011,
Gorini et al. 2012). De modo geral, essa homogeneização estrutural do ambiente causada pela
urbanização favorece o aumento da abundância de espécies comuns e generalistas e, ao
mesmo tempo, a redução da riqueza de espécies especialistas (Leveau e Leveau 2012, Cid e
Caviedes-Vidal 2014)
62
Vale ressaltar que quatro dos cinco fragmentos de mata ciliar aqui estudados são
oriundos de programas de revegetação de ambientes ciliares às margens do reservatório da
UHE Volta Grande e que, embora áreas revegetadas não possuam as mesmas características
ecológicas que áreas florestais não impactadas, ainda assim podem contribuir para o aumento
da riqueza de aves em uma escala local em um período relativamente curto (10 anos) de
tempo (Catterall et al. 2012, Freeman et al. 2015). Porém, após esta recuperação inicial
rápida, os dez anos seguintes em um ambiente florestal revegetado tendem a apresentar
progressos insignificantes no que diz respeito à recolonização por um número maior de
espécies de aves, sobretudo as mais sensíveis e especializadas quanto às suas necessidades
ecológicas (Freeman et al. 2009).
A partir desse ponto, para uma maior eficácia das estratégias de conservação de
habitats florestais recuperados, para a avifauna, é necessária a conservação e/ou recuperação
de ambientes florestais nas proximidades destas áreas de maneira que se estabeleça uma maior
conectividade destes com as áreas replantadas (Sonter et al. 2011, Moran e Catterall 2014,
Reid et al. 2014, Dahal et al. 2015). Do ponto de vista conservacionista, grandes fragmentos
florestais são imprescindíveis a fim de manter elevados índices de riqueza e diversidade de
aves em paisagens fragmentadas (Whitaker e Montevecchi 1999, Austen et al. 2001), porém
remanescentes florestais de pequeno tamanho também devem ser preservados (Piratelli et al.
2005, Butcher et al. 2010), pois além de fornecer habitats valiosos a várias espécies, inclusive
algumas endêmicas e/ou migrantes, podem ainda contribuir para o aumento da cobertura
florestal da paisagem e da permeabilidade da matriz ao servir como stepping-stones que
permitem o movimento de indivíduos dispersantes entre os fragmentos (Bowen et al. 2009,
Suarez-Rubio e Thomlinson 2009).
A combinação de todos esses fatores pode ser utilizada para explicar a ausência de
espécies dependentes de habitats florestais e/ou mais especializadas quanto a sítios de
forrageamento e nidificação. Espécies como Leptotila rufaxilla (Richard & Bernard, 1792),
Dysithamnus mentalis (Temminck, 1823), Conopophaga lineata (Wied, 1831), Syndactyla
dimidiata (Pelzeln, 1859), Platyrinchus mystaceus Vieillot, 1818, Phylloscartes ventralis
(Temminck, 1824), Myiothlypis leucophrys (Pelzeln, 1868) e Pipraeidea melanonota
(Vieillot, 1819), todas classificadas como dependentes de habitats florestais por Silva (1995),
possuem registros documentados para o Parque Nacional da Serra da Canastra e outros
fragmentos não muito distantes das áreas estudadas, como é possível verificar no arquivo
digital do Wikiaves (www.wikiaves.com.br). Apenas com base neste estudo não é possível
afirmar categoricamente que a ausência destas espécies se deveu a processos de extinção
63
local, mas é razoável sugerir que, caso ainda estejam presentes, ocorram em baixíssimas
densidades populacionais, estando dessa forma, fortemente suscetíveis a se extinguirem
localmente em um futuro próximo (Goerck 1997).
Efeito da sazonalidade sobre a riqueza e composição de espécies
Estudos anteriores mostram que a dinâmica de uma comunidade de aves é influenciada
pela flutuação temporal na disponibilidade de recursos, sendo a riqueza de espécies
positivamente correlacionada com aumentos sazonais de seus recursos alimentares (Mulwa et
al. 2013, Ferger et al. 2014). Sabe-se que o Cerrado é um bioma fortemente sazonal com
estações seca e chuvosa bem definidas (Ratter et al. 1997, Silva e Bates 2002, MMA 2007,
Silva et al. 2011). Esta sazonalidade influencia a disponibilidade de recursos alimentares,
sendo que os frutos e a maioria das ordens de insetos têm sua abundância elevada no período
de chuvas (Batalha e Mantovani 2000, Pinheiro et al. 2002, Reys et al. 2005). Assim, os
resultados obtidos no presente estudo estão de acordo com o esperado, onde foi registrada
uma riqueza de aves estatisticamente superior na estação chuvosa em relação à estação seca.
De acordo com Jesus e Monteiro-Filho (2007), a chegada de populações migratórias
no Cerrado ocorre na transição da estação seca para chuvosa, o que coincide com a
frutificação da maioria das espécies vegetais. Por este motivo, a composição da comunidade
de aves tende a variar entre as estações, sendo a estação seca composta primordialmente por
espécies residentes e a estação chuvosa composta por uma comunidade mista de espécies
residentes e também por aquelas que chegam em função dos deslocamentos migratórios
(Wiebe e Martin 1998). Assim, o resultado obtido no presente estudo, onde se verificou uma
diferença significativa na composição de espécies entre as estações seca e chuvosa, deve-se
provavelmente ao aporte de espécies migratórias que chegaram à região de estudo durante os
meses compreendidos pela estação chuvosa.
Similaridade de Jaccard
Segundo Husté e Boulinier (2011), comunidades de aves tendem a ser mais
semelhantes quanto mais próximas geograficamente forem umas das outras. Tal padrão
espacial é facilmente compreendido quando se considera o papel da dispersão de indivíduos
entre manchas de habitats na dinâmica da formação e estruturação das comunidades de aves
(Selmi e Boulinier 2003, Husté e Boulinier 2011). Segundo estes autores, a localização
geográfica dos fragmentos é o fator que influencia mais preponderantemente a composição de
espécies em uma comunidade animal, mais até do que as condições de conservação do
64
habitat. A partir disso, justifica-se o padrão de similaridade encontrado entre as comunidades
de aves referentes às cinco áreas aqui estudadas (Figura 14). As áreas que apresentaram as
comunidades mais semelhantes, “área 4” e “área 5”, são também as áreas geograficamente
mais próximas (Figura 1). A “área 1”, localizada na margem pertencente ao estado de Minas
Gerais, também compartilhou mais espécies com a área geograficamente mais próxima, a
“área 2”, igualmente localizada em Minas Gerais.
Índice Pontual de Abundância (IPA)
De acordo com Vielliard e Silva (1990) e Aleixo e Vielliard (1995), o IPA para cada
espécie amostrada representa o número médio de contatos dessa espécie por amostra e indica
a abundância da espécie em função do seu coeficiente de detecção. Esses autores afirmam
ainda que o IPA é um valor relativo, mas comparável com valores obtidos para a mesma
espécie em datas, locais e comunidades diferentes.
Os valores máximos de IPA obtidos em cada uma das áreas estudadas no presente
estudo podem ser considerados baixos quando comparados aos valores obtidos em outros
estudos que também utilizaram este índice. Por exemplo, Vielliard e Silva (1990), em um
estudo no município de Lençóis Paulista-SP, obtiveram um IPA variando de 0,009 (um
contato) a 1,25 (137 contatos); Pozza e Pires (2003), ao estudar dois fragmentos no interior do
estado de São Paulo, observaram que no primeiro deles (75 ha) o IPA variou de 0,008 (um
contato) a 0,408 (47 contatos), e no segundo (100 ha) variou de 0,008 (um contato) a 0,660
(76 contatos); Donatelli et al. (2004) registraram IPA variando de 0,001 (um contato) a 0,700
(53 contatos) em uma reserva de 600 ha também no interior paulista. Já Donatelli et al. (2007)
em um estudo realizado em dois fragmentos de 350 ha e 480 ha no município de Buri-SP,
encontrou uma variação de 0,01 (1 contato) a 1,140 (114 contatos) no primeiro e de 0,01 (1
contato) a 0,97 (97 contatos) no segundo fragmento; Aleixo e Vielliard (1995), estudando a
Mata de Santa Genebra em Campinas-SP, obtiveram uma variação de IPA de 0,004 (um
contato) a 2,584 (522 contatos). Enquanto que Lyra-Neves et al. (2004) encontraram variação
de 0,004 (um contato) a 1,263 (341 contatos) em uma reserva ambiental de 1.077 ha
localizada no sul do estado de Pernambuco.
Vale considerar que estes valores foram encontrados em fragmentos maiores e com
vegetação preservada, sem o nível de impacto antrópico existente nos locais aqui estudados.
Assim, o IPA máximo obtido em cada uma das áreas neste estudo é o valor esperado em
estudos conduzidos em fragmentos de tamanhos reduzidos, pois de acordo com Donatelli et
al. (2007), há uma proporcionalidade entre o tamanho do fragmento estudado e o número de
65
contatos/amostra nos resultados. Ou seja, quanto menor a área estudada, menores serão os
contatos por amostra.
A partir da curva de ranqueamento de espécies plotada por ordem decrescente de
abundância, observa-se que o perfil encontrado difere do comumente registrado para
ambientes de mata tropical preservada, onde há um número extremamente elevado de
espécies com baixa abundância e um pequeno número de espécies com alta abundância que,
ainda assim, não chegam a dominar a área (Vielliard e Silva 1990, Stotz et al. 1996, Aleixo e
Vielliard 1995, Almeida et al. 1999, Pozza e Pires 2003, Donatelli et al. 2004, Lyra-Neves et
al. 2004, Donatelli et al. 2007). Como exemplo, cita-se um estudo realizado por Donatelli et
al. (2004) em um fragmento de mata no município de Lençóis Paulista-SP, onde apenas 10%
das espécies de aves apresentaram valores de abundância maiores que a média e aquelas com
baixa abundância representaram 60% do total de espécies. Porém os dados obtidos no
presente estudo também diferem daqueles comumente registrados em áreas fortemente
impactadas por atividades antrópicas, onde poucas espécies possuem abundâncias
extremamente elevadas (Emlen 1974, Beissinger e Osborne 1982, Chace e Walsh 2006,
Fuscaldi e Loures-Ribeiro 2008), como registrado por Torga et al. (2007) em uma seção da
área urbana de Uberlândia (MG), onde as três espécies mais abundantes foram responsáveis
por mais de 60% dos contatos. Padrão semelhante foi também encontrado por Beissinger e
Osborne (1982) em uma área urbana de Oxford, Ohio, onde somente duas espécies
compreenderam 46% do total de indivíduos. Este padrão de dominância está relacionado com
a homogeneização ambiental (Melles et al. 2003), que favorece a dominância da comunidade
de aves por um número pequeno de espécies muito abundantes (Clergeau et al. 2001, 2006).
Assim, o perfil encontrado no presente estudo, onde houve predomínio de espécies com
valores intermediários de abundância, mostra que a comunidade de aves sob influência da
UHE Volta Grande não apresenta um perfil típico de ambientes preservados, mas também
difere do perfil comumente encontrado em áreas sob intensa intervenção antrópica, indicando
que as áreas devam ainda se encontrar em estágios sucessionais intermediários.
As cinco espécies que obtiveram os maiores valores de IPA são aquelas com canto de
longo alcance ou vocalizações constantes. As duas espécies com os maiores valores de IPA,
P. sulphuratus e P. picazuro, também já foram apontadas como as mais abundantes em outros
estudos desenvolvidos em fragmentos florestais (Almeida et al. 1999, Donatelli et al. 2007).
66
Frequência de Ocorrência (FO)
De acordo com a FO global, as espécies com 100% de F.O., isto é, as que foram
observadas em todas as visitas, correspondem à cerca de 2% das espécies amostradas.
Estudando fragmentos florestais no interior de São Paulo, Almeida et al. (1999) e Donatelli et
al. (2004) também encontraram valores extremamente baixos de espécies com 100% de F.O.:
1% e 3% respectivamente. A maior parte da avifauna registrada (51%) nas áreas sob
influência da UHE Volta Grande é constituída por espécies “ocasionais” e “raras” com
frequência de ocorrência inferior a 25%. Resultado semelhante foi obtido por Almeida et al.
(1999) em dois fragmentos de mata ciliar localizados na bacia do rio Jacaré-Pepira no interior
de São Paulo, onde 65% e 62% da avifauna apresentou frequência de ocorrência inferior a
25%, e também por Lyra-Neves et al. (2004) em um estudo desenvolvido na Reserva Estadual
de Gurjaú, Pernambuco, onde 47% das espécies foram observadas em menos de 25% das
amostras. Essa baixa porcentagem de espécies com F.O. = 100% e a alta porcentagem com
F.O. inferior a 25% pode ser explicada pelo aparecimento de espécies vagantes que
permanecem poucos dias no local, de espécies com vocalização e/ou comportamentos pouco
conspícuos, de espécies acidentais vindas de habitats vizinhos, de espécies migratórias e/ou
porque os remanescentes florestais não têm os recursos e as condições ecológicas necessárias
a fim de manter populações maiores (Aleixo e Vielliard 1995, Donatelli et al. 2007). Ainda de
acordo com estes autores e com Vielliard e Silva (1990), somente uma análise ecológica de
cada espécie explicaria melhor os baixos valores de F.O. encontrados.
O fato de os valores de F.O. analisados separadamente para cada uma das cinco áreas
estudadas mostrarem um padrão inverso ao encontrado na F.O. global pode indicar que as
áreas se encontram isoladas umas das outras com baixo fluxo de indivíduos entre si. Este fato
explicaria o motivo de espécies classificadas como “ocasionais” e/ou “raras” globalmente,
serem “comuns” em uma ou outra área quando a F.O. foi analisada separadamente para cada
área de estudo. Como exemplo, cita-se a espécie C. undulatus, classificada com “comum” na
“área 1” pelo fato de ter sido registrada em todas as sete campanhas realizadas na área.
Porém, como foi observada exclusivamente nesta área, na análise global da FO, é incluída na
categoria “rara”. Este fato também ocorre com outras espécies registradas na “área 1”: C.
fasciolata, M. momota, Amazona amazonica (Linnaeus, 1766), Cyanocorax chrysops
(Vieillot, 1818), Dacnis cayana (Linnaeus, 1766) e com Phacellodomus rufifrons (Wied,
1821) e Anthus lutescens Pucheran, 1855 na “área 3”.
A fragmentação e a perda de habitats ameaçam a persistência de muitas espécies por
desconectar populações que passam a estar divididas em manchas remanescentes (Shirley e
67
Smith 2005). Com isso, a capacidade de dispersão das espécies entre os fragmentos através da
matriz circundante passa a se tornar um fator crítico para a persistência das populações nestas
paisagens fragmentadas (Belisle et al. 2001, Moran e Catterall 2014). Porém, a dispersão dos
indivíduos entre as manchas de habitat, como já discutido anteriormente, pode se tornar
impossível caso a matriz circundante seja hostil (Belisle et al. 2001, Freeman et al. 2015).
Mesmo trechos relativamente curtos de terreno aberto entre fragmentos florestais podem
formar uma barreira intransponível para muitas aves florestais, principalmente para aquelas
que vivem no sub-bosque (Seaman e Schulze 2010). Diante essa realidade, a implementação
de corredores biológicos, que podem unir estes fragmentos, surge como uma estratégia
conservacionista em potencial a fim de permitir o fluxo de indivíduos entre os fragmentos de
habitat, reduzindo assim as chances de extinções locais (Seaman e Schulze 2010, Dahal et al.
2015).
Na área de estudo, as espécies terrestres de grande porte e com limitada capacidade de
dispersão registradas como, por exemplo, o jaó (C. undulatus) e o mutum-de-penacho (C.
fasciolata) (Sick 1997), classificadas como espécies raras para a região de estudo, estão entre
as mais susceptíveis à extinção local em função da baixa conectividade entre os fragmentos
ainda remanescentes (Cleary et al. 2007).
Hábitos Alimentares e Guildas Tróficas
A dominância de espécies insetívoras, tanto na análise global quanto por áreas, sobre
os demais hábitos alimentares é tratada na literatura como um padrão para a região tropical
(Motta-Júnior 1990, Sick 1997, Anjos 2001, Blamires et al. 2001, Telino-Júnior et al. 2005,
Donatelli et al. 2007). É uma tendência também, em ambientes com grandes alterações
ambientais, o aumento de aves onívoras e insetívoras menos especializadas e decréscimo de
frugívoras e insetívoras mais especializadas (Willis 1979, Motta-Júnior 1990, Donatelli et al.
2004, Edwards et al. 2013).
A guilda dos insetívoros de borda é comumente favorecida em pequenos fragmentos
uma vez que apresentam plasticidade quanto ao estrato de forrageio, podendo procurar por
alimento tanto em vegetação emaranhada quanto nos níveis médio e dossel (Willis 1979,
Borges e Stouffer 1999, Stouffer et al. 2009). Os dados encontrados no presente estudo
corroboram esta afirmação visto que os insetívoros de borda constituem a guilda trófica com o
maior número de espécies. Em contrapartida, os insetívoros que forrageiam nos estratos mais
inferiores das matas como, por exemplo, as espécies incluídas nas guildas dos predadores de
artrópodes pequenos de solo, predadores de artrópodes da folhagem e também os onívoros de
68
sub-bosque, mesmo que não estritamente insetívoros, tendem a apresentar maior
susceptibilidade à degradação do habitat devido à consequente simplificação estrutural do
ambiente e, assim, serem menos comuns em pequenos fragmentos (Willis 1979, Aleixo 1999,
Stouffer et al. 2009, Castaño-Villa et al. 2014, Cid e Caviedes-Vidal 2014). A maior
susceptibilidade à degradação do habitat por estas espécies é devido à sua alta especificidade
pelo habitat (microhabitats de forrageamento e/ou nidificação), baixa expectativa de vida,
baixa mobilidade, que normalmente as confinam aos ambientes típicos de interior de
formações florestais e por serem fisiologicamente sensíveis às mudanças no microclima
associadas à fragmentação florestal (Sekercioglu et al. 2002). Segundo Castaño-Villa et al.
(2014), a área basal (um bom indicador da densidade de vegetação), o diâmetro do caule e o
número de indivíduos regenerantes estão entre as características de ambientes florestais que
mais influenciam a diversidade de espécies pertencentes a estas guildas. A simplificação
estrutural do ambiente e a incapacidade de se adaptar aos habitats abertos da matriz
influenciam mais preponderantemente espécies destas guildas do que a disponibilidade de
artrópodes como recurso alimentar (Sekercioglu et al. 2002). No presente estudo, os
predadores de artrópodes da folhagem e os onívoros de sub-bosque estão entre as guildas com
menor número de espécies registradas.
Entre os insetívoros que forrageiam no solo registrados neste estudo, poucas são as
espécies de passeriformes associadas a ambientes florestais. Das 12 espécies registradas,
apenas três são características destes ambienteis: C. rectirostris, C. delalandi e M. flaveola.
De acordo com Stratford e Stouffer (1999) e Volpato et al. (2006), alguns passeriformes de
solo (e.g. Grallaria sp., Hylopezus sp.) são altamente seletivos em relação a microhabitats,
têm grandes territórios, baixa mobilidade e evitam florestas secundárias, o que os tornam
muito sensíveis à fragmentação florestal. O estalador (C. delalandi), embora dependente de
ambientes florestais, tem como microhabitat preferencial, locais caracterizados pela baixa
abundância de árvores de grande porte e sub-bosque pouco denso sendo, inclusive, tolerante a
ambientes perturbados e frequentemente encontrado em fragmentos pequenos (Ridgely e
Tudor 1994, Volpato et al. 2006).
Insetívoros de taquarais e emaranhados podem ser considerados especializados quanto
ao micro-habitat de forrageio (Goerck 1997, Areta e Cockle 2012, Lebbin 2013) e por este
motivo tendem a diminuir em pequenos fragmentos, uma vez que são excluídos
competitivamente pelos insetívoros de borda, pois estes competem de forma mais eficiente
pelos recursos (Willis 1979, Cockle e Areta 2013). A única espécie representante desta guilda
registrada no estudo é o ferreirinho-de-cara-parda (P. latirostris). É a espécie do gênero com a
69
mais ampla distribuição no Brasil Ocidental, sendo característica das matas ciliares do Brasil
Central (Sigrist 2013).
A guilda dos insetívoros noturnos esteve pobremente representada neste estudo, com o
registro de apenas cinco espécies (Anexo A). Não é possível afirmar quais variáveis
ambientais aqui consideradas tenham exercido alguma influencia sobre esta guilda, uma vez
que não foram conduzidos protocolos de amostragem específicos para o levantamento de aves
noturnas. Os poucos registros de espécies noturnas realizados ocorreram de forma esporádica
ao longo do estudo, e se basearam principalmente em encontros oportunísticos durante os
deslocamentos entre as áreas de estudo. Porém, sabe-se pela literatura que os caprimulgídeos
evitam florestas densas em função à dificuldade de forrageamento nestes ambientes,
preferindo áreas abertas (Bartolommei et al. 2013). Em paisagens impactadas por atividades
agrícolas, quanto mais heterogênea for esta paisagem, em termos de diversificação das classes
de uso e ocupação da terra, mais espécies de hábitos noturnos poderão coexistir (MorenoMateos et al. 2011, Bartolommei et al. 2013).
Ressalta-se a ocorrência de apenas duas espécies de insetívoros mais especializados
quanto ao sítio de forrageamento, o arapaçu-de-cerrado (Lepidocolaptes angustirostris
(Vieillot, 1818)) e o arapaçu-grande (D. platyrostris). Os arapaçus, incluídos na guilda trófica
dos insetívoros de tronco e galho, pertencem à família Dendrocolaptidae, caracterizada pelo
hábito de forragear preferencialmente em árvores senis e por ser sensível a distúrbios
ambientais sendo, por este motivo, umas das primeiras a desaparecerem localmente em
processos de fragmentação florestal (Willis 1979, Marsden et al. 2001, Laurance et al. 2002,
Cleary et al. 2007, Dahal et al. 2015). Ainda segundo Sick (1997) e Donatelli et al. (2007), os
arapaçus estão entre os Passeriformes mais abundantes em matas neotropicais, sobretudo em
florestas primárias, entretanto, em matas secundárias empobrecidas, com reduzido número de
espécies vegetais e de árvores maiores e velhas, seu número reduz-se significativamente.
As espécies onívoras, segundo hábito alimentar mais representativo em número de
espécies no estudo, que se alimentam tanto de frutos quanto de insetos, são favorecidas em
pequenos fragmentos em comparação às espécies mais especializadas, pois podem se adaptar
às flutuações na disponibilidade de cada fonte alimentar (Willis 1979, D’Angelo-Neto et al.
1998, Blamires et al. 2001). Porém, como discutido anteriormente, espécies onívoras que
forrageiam no sub-bosque tendem a diminuir em fragmentos pequenos. Isto está de acordo
com os dados obtidos no presente estudo, uma vez que apenas uma espécie desta guilda foi
registrada: o garrinchão-de-barriga-vermelha (C. leucotis). Esta espécie vive em mangues,
matas de várzea, matas ciliares, capoeiras, clareiras e bordas de florestas. Apresenta-se
70
inconspícuo quando forrageia aos casais pela soqueira densa da vegetação, perto do solo ou
nas proximidades de coleções d’água (Sigrist 2013). Em contrapartida, a guilda dos onívoros
de borda é favorecida em fragmentos de pequeno tamanho, dado a maior proporção de
ambientes de borda nestes habitats (Willis 1979, Austen et al. 2001, Anjos et al. 2007). Neste
estudo esta guilda esteve bem representada, sendo a segunda mais expressiva em número de
espécies.
Frugívoros de grande porte (e.g. Crypturellus, Crax e Penelope) que se alimentam no
solo estiveram pobremente representados neste estudo. De maneira geral, os frugívoros são
mais suscetíveis à extinção local, pois suas populações, possivelmente, são limitadas pela
disponibilidade de frutos durante períodos de escassez (Antunes 2005, Cleary et al. 2007,
Gray et al. 2007, Kennedy et al. 2010). Assim, espécies pertencentes a esta guilda tendem a
desaparecer de fragmentos pequenos, pois necessitam de áreas menos perturbadas e com uma
grande variedade de espécies arbóreas que frutifiquem em diferentes estações do ano para que
suas populações sejam mantidas (Willis 1979, Piratelli et al. 2005, Arriaga-Weiss et al. 2008,
Ockinger et al. 2009, Chang et al. 2013, Ferger et al. 2014). Os frutos são altamente variáveis
no tempo e espaço e, consequentemente, os frugívoros devem se mover sobre amplas áreas
seguindo sua disponibilidade (Willis 1979, Galetti e Pizo 1996, Herrera e García 2009, Garcia
et al. 2011). O aumento da predação, outra consequência da fragmentação de habitats,
principalmente por mamíferos predadores de ovos como gambás (Didelphis sp.), contribui
fortemente para o desaparecimento de frugívoros em pequenos fragmentos, sobretudo as
espécies que forrageiam no solo (Willis 1979, Peres 2001, Antunes 2005).
Essa tendência pôde ser constatada no presente estudo visto que as áreas com as
menores porcentagens de cobertura florestal mostraram abrigar menos espécies de frugívoros
em relação a “área 1”, que possui a maior porcentagem de área florestal dentre as áreas
estudadas. O registro de um número maior de espécies frugívoras na “área 1” mostra que a
referida área possui melhores condições, em comparação as demais áreas, de manter espécies
que se alimentam de frutos durante o ano todo, incluindo espécies de grande porte (Famílias
Tinamidae, Cracidae e Psittacidae). Nesta área, foi registrada durante todo o estudo uma
espécie frugívora terrestre de grande parte que hoje se encontra ameaçada de extinção tanto a
nível global quanto a nível estadual (IUCN 2014, COPAM 2010, Bressan et al. 2009): o
mutum-de-penacho (C. fasciolata). Esta espécie, uma importante dispersora de sementes e um
alvo constante de caçadores (Marini 2001, Pereira e Wajntal 2001), tem conseguido se
reproduzir na “área 1”, o que pôde ser constatado através da observação de indivíduos
imaturos acompanhando um casal adulto em dezembro de 2013.
71
Espécies granívoras são encontradas principalmente nas bordas dos fragmentos, onde
geralmente há maior disponibilidade de sementes, principalmente de gramíneas, das quais se
alimentam e apenas temporariamente visitam o interior de matas ciliares adjacentes (Willis
1979, Chettri et al. 2005, Seaman e Schulze 2010, Li et al. 2013). Isto corrobora os dados
encontrados neste estudo, onde foi encontrada uma riqueza estatisticamente superior de
granívoros no habitat matriz em relação ao interior da mata ciliar (Tabela 9). Das 13 espécies
granívoras registradas, apenas seis foram esporadicamente observadas no interior das matas
ciliares: Columbina talpacoti (Temminck, 1811), Columbina squammata (Lesson, 1831),
Sicalis flaveola (Linnaeus, 1766), Volatinia jacarina (Linnaeus, 1766), Sporophila collaris
(Boddaert, 1783) e Sporophila caerulescens (Vieillot, 1823). De acordo com Gray et al.
(2007), muitos estudos têm disponibilizado evidências de que espécies granívoras são
favorecidas em habitats com maiores níveis de perturbação.
A guilda dos carnívoros diurnos é pouco diversa em fragmentos florestais de tamanho
reduzido em função da diminuição populacional e extinções pontuais decorrentes da perda de
habitat, da simplificação da estratificação vertical das matas e da diminuição na
disponibilidade de alimentos (Willis 1979, Bender et al. 1998, Chettri et al. 2005, LouresRibeiro e Anjos 2006, Arriaga-Weiss et al. 2008). Este padrão pôde também ser verificado
neste estudo onde apenas duas das 11 espécies registradas estiveram presentes no interior dos
fragmentos de mata ciliar. A maioria das espécies, observadas apenas no habitat matriz
circundante à mata ciliar, são características de áreas abertas e independentes a ambientes
florestais. Aves de hábitos carnívoros estão entre as mais susceptíveis à fragmentação e,
portanto, são mais vulneráveis à extinção local, pois são de grande porte, naturalmente
possuem baixa densidade populacional, baixa taxa de sobrevivência anual e são fortemente
prejudicadas por diminuições na abundância de suas presas (Willis 1979, Donatelli et al.
2007, Vetter et al. 2011).
As duas únicas espécies carnívoras registradas no interior dos fragmentos de mata
ciliar foram o gavião-carijó (Rupornis magnirostris (Gmelin, 1788)) e o falcão-relógio
(Micrastur semitorquatus (Vieillot, 1817)). R. magnirostris é o gavião mais comum em áreas
antropizadas como zonas rurais, pastos, cidades e beiras de estradas. De comportamento
oportunista, espreita o solo empoleirado no alto de árvores e/ou postes e mourões de cercas,
de onde se lança sobre suas presas. Também segue correições de formigas em áreas semiabertas ou incêndios, em capinzais, pastos e canaviais (Sigrist 2013). Na região de estudo, foi
classificada como uma espécie comum de acordo com sua frequência de ocorrência (Anexo
A). O falcão M. semitorquatus é a maior espécie do gênero sendo mais comum que os demais
72
congêneres em bordas de matas primárias e secundárias, em matas de galeria, mangues e
áreas semi-abertas e abertas com vegetação esparsa. É predador de aves de grande porte como
os cracídeos dos gêneros Crax e Penelope e, possivelmente, de outras aves (Sigrist 2013). É
uma espécie semi-dependente de habitats florestais e, na região de estudo, foi classificada
como ocasional (apenas dois registros) (Anexo A). No dia 23 de junho de 2013, em um
ambiente secundário na “área 1”, um indivíduo adulto foi registrado no momento em que
predava, no alto de uma árvore, um cuculídeo (Piaya cayana).
A maior parte das espécies de hábitos carnívoros pertence às ordens Accipitriformes e
Falconiformes. Focando unicamente estes dois grupos, Valadão et al. (2013) inventariou a
Estação de Pesquisa e Desenvolvimento Ambiental (EPDA) Galheiro, localizada no
município de Perdizes, região do Triângulo Mineiro. Neste estudo, quatro espécies registradas
eram estritamente dependentes de habitats florestais e 13 semi-dependentes. Resultado bem
diferente do encontrado no presente estudo, onde nenhuma espécie carnívora é considerada
dependente de ambientes florestais e apenas três são semi-dependentes. A melhor
conservação dos habitats naturais da EPDA Galheiro em comparação às áreas amostradas no
presente estudo pode ajudar a explicar estes resultados contrastantes.
Assim como os grandes frugívoros, as espécies nectarívoras também dependem de
espécies vegetais que contribuam com recursos alimentares durante todo o ano para que suas
populações sejam mantidas (Bennett et al. 2014, Rodrigues e Rodrigues 2015). Segundo
Willis (1979) e Bowen et al. (2009), a baixa diversidade vegetal e a simplificação estrutural
em fragmentos pequenos provavelmente explica a tendência ao desaparecimento de
nectarívoros destes habitats. Por outro lado, há evidências de que na região Neotropical
espécies nectarívoras sejam pouco sensíveis aos efeitos da fragmentação de habitats, podendo,
inclusive, serem beneficiadas pela elevada abundância de plantas dependentes de luz e pelo
aumento da produção de flores em clareiras e bordas de mata (Gray et al. 2007, Vetter et al.
2011). Ainda de acordo com Vetter et al. (2011), nectarívoros frequentemente viajam longas
distâncias à procura de seus recursos alimentares e são capazes de cruzar áreas abertas.
Assim, para melhor compreender esta relação, são necessários estudos futuros que tenham por
objetivo avaliar especificamente como a guilda trófica dos nectarívoros responde às
consequências advindas dos processos de fragmentação e perda de habitat.
No presente estudo, dentre as espécies nectarívoras registradas, Phaethornis pretrei
(Lesson & Delattre, 1839) e Chlorostilbon lucidus (Shaw, 1812) estão entre as que se
mostraram mais eficientes em explorar os diferentes ambientes existentes nas áreas
amostradas, sendo os beija-flores com as maiores porcentagens de Frequência de Ocorrência
73
(Anexo A) do estudo. Estas duas espécies de beija-flor estão entre as mais comuns do Brasil
Oriental, sendo facilmente observadas em áreas semi-abertas, bordas de matas e até mesmo
em áreas urbanas (Sigrist 2013) e são relativamente comuns em pequenos fragmentos (Willis
1979, Sick 1997). C. lucidus, inclusive, foi registrado no interior do canavial quando
forrageava em flores de uma Ipomoea (Convolvulaceae) que se apoiava na estrutura vertical
da cana-de-açúcar.
Dependência a habitats florestais
De acordo com Silva (1995), 52% das 759 espécies de aves que se reproduzem no
Cerrado são dependentes de habitats florestais. Mesmo sendo maioria no bioma, no presente
estudo, as espécies florestais correspondem a apenas 19% do total de espécies registradas.
Espécies dependentes de habitats florestais são mais propensas a ocorrer em regiões cujas
paisagens possuam maior cobertura florestal (Austen et al. 2001, Shanahan et al. 2011,
Freeman et al. 2015). Os dados obtidos no presente estudo corroboram estes autores, uma vez
que a riqueza de aves estritamente florestais foi estatisticamente superior na “área 1” (Figura
16), que é a área com os maiores percentuais de fragmentos florestais na matriz circundante
dentre as cincos áreas estudadas (Tabela 1). A partir disso, é possível afirmar que o
desmatamento ocorrido na região para dar lugar às atividades agrossilvopastoris que dominam
o habitat matriz circundante, contribuiu sobremaneira para o desaparecimento de muitas
destas espécies dependentes de habitats florestais.
Em escala local, esta tendência também é observada, sendo maior a probabilidade de
detecção de espécies florestais em fragmentos maiores, enquanto espécies características de
borda tendem a ser maioria em fragmentos de menor tamanho (Bender et al. 1998, Marini
2001, Shirley e Smith 2005, Peak e Thompson III 2006, Perry et al. 2011, Muhamad et al.
2013). Em paisagens altamente fragmentadas, o tamanho dos fragmentos florestais
remanescentes é a característica ambiental que exerce maior influencia na capacidade de
espécies dependentes de habitats florestais persistirem no ambiente (Austen et al. 2001,
Mortelliti et al. 2010, Zurita e Bellocq 2012, Mendoza et al. 2014), uma vez que estas
espécies estão mais sujeitas a extinção devido ao isolamento e descaracterização da vegetação
da área (Aleixo e Vielliard 1995). Porém, fragmentos muito pequenos e isolados, ainda que
ofereçam vários recursos para espécies dos habitats abertos circundantes (Seaman e Schulze
2010) e para espécies migratórias (Warkentin et al. 1995), para espécies florestais, servem
apenas como trampolins entre manchas de habitat, reduzindo seu isolamento apenas
ligeiramente (Seaman e Schulze 2010).
74
Segundo Stratford e Stouffer (1999) e Laurance et al. (2002), o reduzido número de
espécies de aves florestais em fragmentos pequenos, isolados e impactados pode se dar em
função de restrições morfológicas e comportamentais. Como exemplo, os autores citam o fato
de uma espécie que forrageia por entre folhas da serapilheira sobre o solo talvez não ser capaz
de manipular folhas grandes de Cecropia sp., que normalmente dominam a serapilheira de
muitas florestas secundárias. Outra possível explicação para o reduzido número de espécies
florestais em fragmentos isolados é a relutância destas espécies em atravessar áreas abertas
possivelmente devido ao aumento do risco de predação (Belisle et al. 2001, Watson et al.
2004, Piratelli et al. 2005, Seaman e Schulze 2010). Estes autores observaram que a
probabilidade de um indivíduo atravessar um campo aberto entre dois fragmentos florestais
diminui rapidamente à medida que a distância que os separa aumenta.
No presente estudo, considerando o número de espécies florestais registradas apenas
no interior dos fragmentos de mata ciliar estudados, os mais altos valores foram observados
nas matas ciliares localizadas na “área 1” e na “área 2”, valores estes estatisticamente iguais
(Figura 17). Ou seja, a nível local, considerando o tamanho dos fragmentos de mata ciliar, os
dados obtidos no presente estudo não corroboram os autores anteriormente mencionados, já
que a mata ciliar da “área 2”, o fragmento com o menor tamanho dentre todos os estudados,
mostrou abrigar uma riqueza de aves florestais estatisticamente compatível com a mata ciliar
da “área 1”, o fragmento de maior tamanho. A partir desses resultados é possível sugerir que,
para a região estudada, as características ambientais que estão influenciando com maior
intensidade as espécies dependentes de habitats florestais são aquelas relacionadas às taxas de
cobertura florestal da paisagem e não o tamanho do fragmento em si, já que na “área 2”
grande parte das áreas adjacentes era formada por um seringal, uma matriz que, apesar de
homogênea, se comportou como uma matriz florestal.
A primeira implicação mais importante para a conservação de aves dependentes de
habitats florestais é que a prevenção de futuras perdas de cobertura florestal seja prioridade e
que a restauração do habitat deve ser encarada como a estratégia de conservação mais eficaz
para garantir a persistência de aves florestais em paisagens fragmentadas (Mortelliti et al.
2010, Mendoza et al. 2014). A perspectiva de conservação em longo prazo das espécies de
aves dependentes de habitats florestais na região estudada é desfavorável, pois os poucos
fragmentos florestais ainda remanescentes são de tamanhos reduzidos, isolados uns dos
outros, a matriz predominante (canavial) é pouco permeável a deslocamentos de espécies
florestais e, na maioria das vezes, os remanescentes não recebem medidas efetivas de
conservação. Assim a efetiva conservação e recuperação dos fragmentos florestais ainda
75
remanescentes na região se mostra extremamente importante, a fim de permitir que as áreas
estudadas estejam propensas a abrigar não apenas espécies generalistas, mas também as aves
florestais com ocorrência conhecida para a região.
Espécies endêmicas
Alguns autores afirmam que os efeitos adversos da fragmentação ambiental como, por
exemplo, a degradação da vegetação e isolamento dos fragmentos remanescentes, afetam mais
negativamente espécies endêmicas do que as espécies de distribuição geográfica mais ampla
(Aleixo e Vielliard 1995, Christiansen e Pitter 1997, Ribon et al. 2003, Antunes 2007). Estes
autores referem-se aos endemismos geográficos, pois quanto se considera os endemismos
ecológicos, dados da literatura mostram que as espécies endêmicas de matas ciliares
frequentemente mantêm territórios lineares ao longo da margem dos rios e, por este motivo,
os valores de riqueza não sofrem grandes alterações devido à variações no tamanho das faixas
ciliares (Whitaker e Montevecchi 1999, Pearson e Manuwal 2001, Shirley e Smith 2005, Lees
e Peres 2008). Ainda sobre isso, Marini (2001) sugere que as espécies endêmicas da região do
Cerrado que dependem de habitats florestais não são influenciadas pelo tamanho dos
fragmentos, mas seriam dependentes à existência de áreas de floresta inundadas.
Das três espécies endêmicas do bioma Cerrado registradas neste estudo, apenas A.
galeata não foi registrada em todas as áreas amostradas; foi registrada apenas nas matas
ciliares mais extensas e com estratos verticais mais densos da “área 1”, localizada em Minas
Gerais. É uma espécie predominantemente frugívora e tem por hábito forragear
principalmente no dossel das matas ciliares (Marini 1992). Além de ser considerada uma
espécie rara em São Paulo (Donatelli et al. 2004) e estar incluída na categoria “quase
ameaçada” de extinção nesse estado (Bressan et al. 2009), também foi classificada como uma
espécie rara para a região de estudo de acordo com a frequência de ocorrência obtida. Sugerir
que A. galeata é mais sensível à fragmentação ou mais exigente quanto ao hábito alimentar
e/ou locais para forrageamento em comparação às outras duas espécies endêmicas do Cerrado
na tentativa de explicar sua ausência das outras quatro áreas será mera especulação. Para uma
maior compreensão dos fatores ambientais que determinam sua raridade na região, seriam
necessários estudos específicos sobre sua biologia.
76
Espécies migratórias
A despeito de a maioria das espécies que ocorrem no Cerrado dependerem de habitats
florestais para a reprodução, quanto às espécies migratórias, a grande maioria delas é
classificada com independentes destes ambientes (Silva 1995). Este autor, ao compilar em seu
estudo todas as espécies com ocorrência descrita para o bioma Cerrado, constatou que 88%
dos visitantes setentrionais e 67% dos visitantes meridionais já registrados nesse bioma não
dependem de habitats florestais. Os dados obtidos no presente estudo corroboram este autor,
pois 65% das espécies migratórias registradas são classificadas como independentes de
habitats florestais. Sobre isso, outros autores afirmam ainda que espécies migratórias,
independente da guilda trófica a qual pertença, exploram preferencialmente áreas abertas
tanto para reprodução quanto para forrageamento (Chesser 1994, Chettri et al. 2005, Alves
2007, Robertson et al. 2013).
Segundo Husté e Boulinier (2011), espécies migratórias tendem a evitar regiões com
altos níveis de urbanização. No presente estudo, esta tendência pôde ser observada, uma vez
que as duas áreas com as menores porcentagens de áreas urbanas adjacentes (“área 1” e “área
2”) possuíram riquezas de espécies migratórias significativamente superiores em relação às
demais áreas, cujas paisagens apresentam maiores níveis de áreas urbanizadas (Figura 18).
As mudanças sazonais na composição da avifauna são mais acentuadas em regiões
temperadas do que em regiões tropicais devido à maior diversidade de aves nos trópicos e ao
fato de que as mudanças sazonais no clima em regiões temperadas são mais extremas
(Chesser 1994). Assim, para algumas espécies na América do Sul, há sobreposição das
populações mais austrais que realizam deslocamentos sazonais com as populações residentes
das regiões tropicais (Chesser 1994). No presente estudo, as espécies classificadas como
migrantes austrais, que obtiveram registros constantes ao longo de todo ano, muito
provavelmente referem-se à estas populações residentes que habitam as regiões tropicais do
continente sul-americano.
O beija-flor conhecido como bico-reto-azul (H. furcifer), registrado apenas uma vez
neste estudo (um macho com plumagem pós-nupcial), no município de Igarapava, São Paulo
(“área 4”), aparenta ser uma espécie de baixa densidade, com poucos registros na literatura
(Macarrão et al. 2011). O primeiro registro documentado desta espécie no estado de São
Paulo ocorreu somente em 2010, em um ambiente rural no município de Brotas (Macarrão et
al. 2011). Segundo este autor, H. furcifer aparece em São Paulo durante seus deslocamentos
migratórios, que provavelmente ocorrem durante a estação seca, sugerindo que esta espécie
talvez ocorra como um migrante de inverno na região sudeste do Brasil (Mazzoni e Perillo
77
2014). Assim, o registro realizado no presente estudo, em 28 de julho de 2013, coincide com
este padrão de ocorrência no período de invernada descrito na literatura.
Dentre
as
29
espécies
classificadas
como
migrantes
austrais
registradas
exclusivamente na estação chuvosa, estão incluídas espécies que sabidamente reproduzem–se
durante a primavera e verão no centro e sul de sua área de distribuição geográfica, migrando
para o norte da América do Sul durante o inverno austral (Sick 1997, Marini et al. 2009,
Sigrist 2013). Dentre elas pode-se citar: Ictinia plumbea (Gmelin, 1788), Chaetura
meridionalis Hellmayr, 1907, Myiarchus swainsoni Cabanis & Heine, 1859, Myiodynastes
maculatus (Statius Muller, 1776), Tyrannus savana Vieillot, 1808, Empidonomus varius
(Vieillot, 1818), Vireo chivi (Vieillot, 1817) e Progne chalybea (Gmelin, 1789).
Com relação às espécies classificadas como migrantes setentrionais, três delas (T.
solitaria, H. rustica e P. pyrrhonota) foram observadas apenas nos meses da estação chuvosa,
que corresponde ao inverno no hemisfério norte. Este padrão de ocorrência é condizente com
o descrito pela literatura (Sick 1997). A andorinha-de-dorso-acanelado, registrada apenas nos
meses de outubro e novembro de 2013, foi observada em associações de bandos
extremamente numerosos, com mais de 150 indivíduos, quando forrageava pelo estrato aéreo.
A andorinha-de-bando, também registrada em grandes grupos, porém menos numerosos em
comparação à espécie anterior, foi observada durante todos os meses da estação chuvosa
compreendidos no presente estudo. Já o maçarico-solitário, um visitante setentrional comum
em águas interiores (Sigrist 2013), foi registrado uma única vez, em novembro de 2013,
quando dois indivíduos forrageavam em meio a uma vegetação paludícola existente no
interior da EAVG (“área 1”).
O único visitante setentrional registrado ao longo de todo o estudo, sendo observado
tanto na estação seca quanto na chuvosa, foi a águia-pescadora (P. haliaetus). Esta ave de
rapina, que se alimenta quase exclusivamente de peixes (Mestre e Bierregaard-Jr 2009), é
mais frequentemente registrada no fim e começo de cada ano em seus locais de invernada,
porém, no Brasil, pode ser vista durante qualquer época existindo, até mesmo, registros em
todos os meses (Sick 1997).
Espécies ameaçadas de extinção
De acordo com Drummond et al. (2005), a região do baixo rio Grande é atualmente
considerada de “alta importância biológica” para a conservação de aves em Minas Gerais, por
apresentar um elevado número de espécies ameaçadas de extinção. Com o presente estudo,
78
pôde-se comprovar isto em razão ao significativo número de espécies ameaçadas registradas
nas cinco áreas de estudo.
Nas duas áreas localizadas em Minas Gerais foram observadas três espécies
ameaçadas no estado: C. fasciolata, M. americana e A. ararauna (Anexo A). A arara-canindé
foi registrada apenas na “área 1”, em duas ocasiões quando sobrevoava a EAVG. A cabeçaseca, uma espécie que realiza deslocamentos migratórios, foi observada também na “área 1”
apenas, quando quatro indivíduos forrageavam em meio a uma vegetação paludícola existente
no interior da EAVG. Por fim, o mutum-de-penacho, como já mencionado na seção “Hábitos
Alimentares e Guildas Tróficas”, apresentou registros constantes durante todo o estudo na
“área 1”, inclusive de indivíduos imaturos, o que confirma sua reprodução na área. Também
foi registrado, em dezembro de 2013, em uma vereda existente na matriz circundante da “área
2”. Há ainda outras duas espécies que constam na lista vermelha de Minas Gerais, mas que
foram registradas somente nas áreas localizadas em São Paulo: o colhereiro (P. ajaja) e o
curió (S. angolensis).
As 24 espécies incluídas em alguma categoria de ameaça para o estado de São Paulo
estão assim distribuídas: seis “criticamente ameaçadas”, nove “vulneráveis”, quatro “em
perigo” e cinco “quase ameaçadas”. Dentre as criticamente ameaçadas, o gavião-belo (B.
nigricollis), a picaparra (H. fulica) e o chora-chuva-preto (M. nigrifrons) tiveram apenas um
registro durante todo o estudo. Vale destacar o registro da ema (R. americana), observada em
três ocasiões apenas na “área 3”: em 13 de novembro de 2013, um indivíduo adulto foi
observado quando forrageava em meio à monocultura de cana-de-açúcar acompanhado por
oito indivíduos imaturos. Em janeiro de 2014 este grupo familiar foi registrado novamente,
sendo possível notar o desenvolvimento dos filhotes. A destruição e fragmentação de habitat,
a caça, a contaminação por agrotóxicos além de poucas localidades com registros recentes da
espécie no estado, justificam sua inclusão na lista vermelha de São Paulo como uma espécie
criticamente ameaçada (Bressan et al. 2009). Assim, os registros realizados no presente
estudo são importantes, pois fornecem dados a cerca de sua ocorrência (com evidências de
reprodução) em uma nova localidade no estado.
O fura-barreira (C. rectirostris), além de ser considerado como um dos raros
endemismos associados às formações ciliares do Brasil Central (Sick 1997, Silva e Vielliard
2000, Sigrist 2013) está, atualmente, incluído na categoria “quase-ameaçada” de extinção no
estado de São Paulo (Bressan et al. 2009). Apesar de apresentar uma ampla área de
ocorrência, a destruição de seu habitat vem acelerando seu declínio populacional em algumas
regiões (Faria et al. 2008). Neste estudo, foi registrado durante todos os meses de estudo em
79
todas as cinco áreas amostradas, sendo a espécie mais frequentemente capturada nas redes de
neblina (14 indivíduos capturados e um recapturado).
CONCLUSÕES E IMPLICAÇÕES PARA A CONSERVAÇÃO DA AVIFAUNA NA
REGIÃO DO BAIXO RIO GRANDE
Os resultados obtidos no presente estudo indicam que a região sob influência da UHE
Volta Grande, localizada na sub-bacia hidrográfica do baixo rio Grande, possui uma elevada
riqueza de aves, perfazendo 12% das espécies já descritas para o Brasil e 27% em relação ao
bioma Cerrado.
Através deste trabalho foi possível corroborar estudos prévios conduzidos em
ambientes tropicais que demonstram que a riqueza da avifauna está positivamente
correlacionada com as variáveis ambientais referentes ao tamanho dos fragmentos, à riqueza e
abundância vegetal e ao nível de cobertura florestal da paisagem; e negativamente
correlacionada com a intensidade de urbanização e com altos níveis de áreas abertas na
paisagem circundante. Foi possível corroborar também dados que mostram que a estação
chuvosa é a época onde são registradas as maiores riquezas de aves em função da maior
disponibilidade de recursos alimentares e que a composição da comunidade de aves tende a
diferir entre as estações seca e chuvosa em função da chegada das populações de espécies
migratórias no início da estação chuvosa.
A partir dos dados referentes à frequência de ocorrência das espécies em cada uma das
cinco áreas de estudo, foi possível constatar que as áreas se encontram isoladas umas das
outras, com baixo fluxo de indivíduos entre si. Assim, é de extrema importância a
implementação de corredores ecológicos que cumpram a missão de unir os fragmentos que
hoje estão isolados e dispersos em uma matriz dominada por monoculturas de cana-de-açúcar,
de forma a permitir a dispersão dos indivíduos pela paisagem e assim contribuir para o fluxo
gênico entre as populações. Em uma prospecção em longo prazo, caso os fragmentos
permaneçam da maneira como estão hoje, é forte a tendência de diminuição da riqueza de
aves na região, sobretudo de espécies florestais, com baixa capacidade de dispersão e espécies
mais sensíveis aos impactos antrópicos existentes, como os grandes frugívoros de solo.
Embora as espécies dependentes de habitats florestais sejam maioria no bioma
Cerrado, os dados obtidos para a região de estudo mostram que apenas 19% das espécies são
classificadas como estritamente dependentes destes ambientes. Ou seja, é possível afirmar que
houve uma perda significativa de espécies florestais na região sob influência da UHE Volta
80
Grande, região esta incluída nos domínios biogeográficos do Cerrado. Possivelmente a perda
de habitat e a concomitante fragmentação florestal vivenciada na região, contribuíram para
tais perdas.
Neste estudo, assim como em outros trabalhos, foi observado que o processo de
fragmentação tende a beneficiar espécies generalistas de habitat e pouco especializadas
quanto a sítios de forrageamento e/ou nidificação em detrimento de espécies dependentes de
habitats florestais e com maiores exigências alimentares. De forma geral, foi observada uma
superioridade de aves onívoras e insetívoras menos especializadas em relação às espécies
frugívoras e insetívoras mais especializadas. As guildas tróficas menos representativas do
estudo foram aquelas compostas por espécies mais sensíveis à fragmentação ambiental e com
maiores exigências ecológicas.
A pouca representatividade de algumas guildas tróficas pode ser em função da perda
de habitat e/ou fragmentação da área de ocorrência das espécies, da exclusão competitiva em
função da intensificação da competição interespecífica por recursos limitados e também da
não adaptação a um ambiente estruturalmente mais simplificado. Respostas mais seguras a
respeito de possíveis eventos de extinção local, na tentativa de explicar ausências de algumas
espécies nas áreas estudadas, só poderiam ser encontradas a partir de estudos específicos de
longo prazo sobre a ecologia das espécies.
Com este estudo, foi possível também confirmar a importância da região no que diz
respeito à presença de um elevado número de espécies migratórias e de espécies incluídas em
categorias de ameaça de extinção em diferentes listas vermelhas de espécies ameaçadas.
Mesmo com todos os impactos antrópicos existentes, muitas espécies de interesse
conservacionistas ainda conseguem persistir nos ambientes remanescentes na região. A
manutenção e conservação das matas ciliares e dos demais fragmentos florestais, bem como a
recuperação dos ambientes ciliares às margens do rio Grande, são imprescindíveis para que
estas espécies não se extingam localmente em um futuro próximo.
O fato de a região sob influência da UHE Volta Grande ser definida como de “Alta
Importância Biológica” para a conservação de aves no estado de Minas Gerais somado ao alto
grau de intervenção antrópica inerente às atividades agrárias que donimam a paisagem da
região, o desenvolvimento de estudos como este são de grande importância e urgência. A
partir de estudos que, como este, tenham por objetivo avaliar a influência de características
ambientais nos padrões de riqueza e estruturação da comunidade de aves, adequados planos
de manejo e políticas públicas voltadas à preservação da biodiversidade terão maiores
subsídios nos quais se embasar a fim de garantir a efetiva conservação da avifauna local.
81
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Abreu, C. R. M., Mattos, G. T. 2004. Inventário de avifauna da Estação Ambiental Volta
Grande – Relatório parcial de atividades, Cemig-MG.
Aleixo, A. J., Vielliard, M. E. 1995. Composição e dinâmica da avifauna da mata de Santa
Genebra, Campinas, São Paulo, Brasil. Revista Brasileira de Zoologia, 12: 493-511.
Aleixo, A. 1999. Effects of selective logging on a bird community in the brazilian atlantic
forest. The Condor, 101: 537-548.
Almeida, M. E. C., Vielliard, J. M. E., Dias, M. M. 1999. Composição da avifauna em duas
matas ciliares na bacia do rio Jacaré-Pepira, São Paulo, Brasil. Revista Brasileira de Zoologia
16(4): 1087-1098.
Alves, M. A. S. 2007. Sistemas de migrações de aves em ambientes terrestres no Brasil:
exemplos, lacunas e propostas para o avanço do conhecimento. Revista Brasileira de
Ornitologia, 15 (2): 231-238.
Andrade, R. D., Marini, M. A. 2002. Bird species richness in natural forest patches in
southeast Brazil. Lundiana 3 (2): 141-149.
Angiosperm Phylogeny Group (APG III). 2009. An update of the Angiosperm Phylogeny
Group classification for the orders and families of flowering plants: APG III. Botanical
Journal of the Linnean Society 161: 105-121.
Anjos, L. 2001. Bird communities in five Atlantic forest fragments in Southern Brazil.
Ornitologia Neotropical, 12: 11-27.
Anjos, L., Volpato, G. H., Lopes, E. V., Serafini, P. P., Poletto, F., Aleixo, A. 2007. The
importance of riparian forest for the maintenance of bird species richness in an Atlantic Forest
remnant, southern Brazil. Revista Brasileira de Zoologia, 24 (4): 1078-1086.
Antunes, A. Z. 2005. Alterações na composição da comunidade de aves ao longo do tempo
em um fragmento florestal no sudeste do Brasil. Ararajuba 13(1): 47-61.
Antunes, A. Z. 2007. Riqueza e dinâmica de aves endêmicas da Mata Atlântica em um
fragmento de floresta estacional semidecidual no sudeste do Brasil. Revista Brasileira de
Ornitologia, 15 (1): 61-68.
Araújo, G. M., Nunes J. J., Rosa, A. G., Resende, E. J. 1997. Estrutura comunitária de vinte
áreas de cerrado residuais no município de Uberlândia, MG. Daphne, 7 (2): 7-14.
Araújo, F. S., et al., 2005. Florística da vegetação arbustivo-arbórea colonizadora de uma área
degradada por mineração de caulim, Brás Pires, MG. Revista Árvore, 29: 107–116.
Areta, J. I., Cockle, K. L. 2012. A theoretical framework for understanding the ecology and
conservation of bamboo-specialist birds. Journal of Ornithology, 153 (1): 163-170.
82
Arriaga-Weiss, S. L., Calmé, S., Kampichler, C. 2008. Bird communities in rainforest
fragments: guild response to habitat variables in Tabasco, Mexico. Biodiversity Conservation,
17: 173-190.
Austen, M. J. W., C. M. Francis, D. M. Burke, and M. S. W. Bradstreet. 2001. Landscape
context and fragmentation effects on forest birds in southern Ontario. Condor 103: 701–714.
Barreto, G. F. 2002. A avifauna como indicadora de qualidade de reflorestamentos ciliares no
alto São Francisco, Lagoa da Prata, MG. Dissertação (Mestrado em Zoologia de Vertebrados).
Pontifícia Universidade Católica de Minas Gerais, Belo Horizonte, Minas Gerais. 101 p.
Barroca, T. M. 2012. Análise da variabilidade genética de Prochilodus spp.
(Prochilodontidae) das bacias dos rios Paraopeba, Pará e Grande, utilizando marcador de
complexas repetições hipervariáveis. Tese (Doutorado em Genética). Universidade Federal de
Minas Gerais, Belo Horizonte, Minas Gerais. 150 p.
Bartolommei, P., Mortelliti, A., Pezzo, F., Puglisi, L. 2013. Distribution of nocturnal birds
(Strigiformes and Caprimulgidae) in relation to land-use types, extent and configuration in
agricultural landscapes of Central Italy. Rendiconti Lincei, 24: 13-21.
Batalha, M. A., Mantovani, W. 2000. Reproductive phenological patterns of Cerrado plant
species at the Pé-de-Gigante Reserve (Santa Rita do Passa Quatro, SP, Brazil): a comparison
between the herbaceous and woody floras. Revista Brasileira de Biologia, 60: 129-145.
Beier, P., Van-Drielen, M., Kankam, B. O. 2002. Avifauna collapse in West African forest
fragments. Conservation Biology, 16: 1097-1111.
Beissinger, S. R., Osborne, D. R. 1982. Effects of urbanization on avian community
organization. The Condor 84: 75-83.
Belisle, M., Desrochers, A., Fortin, M. J. 2001. Influence of forest cover on the movements of
forest birds: a homing experiment. Ecology, 82 (7): 1893-1904.
Bender, D. J., Contreras, T. A., Fahrig, L. 1998. Habitat loss and population decline: a metaanalysis of the patch size effect. Ecology, 79 (2): 517-533.
Bennett, J. M., Clarke, R. H., Thomson, J. R., Nally, R. M. 2014. Variation in abundance of
nectarivorous birds: does a competitive despot interfere with flower tracking? Journal of
Animal Ecology, 83: 1531-1541.
Bessa, R., Parrini, R., Abdala, A., Kirwan, G. M., Pimentel, L., Bruno, S. F. 2011. Novos
registros ornitológicos para a região da Serra da Canastra, Minas Gerais, Brasil. Cotinga 33:
94-101.
Blamires, D., Valgas, A. B., Bispo, P. C. 2001. Estrutura da comunidade de aves da Fazenda
Bonsucesso, município de Caldazinha, Goiás, Brasil. Tangara, 1 (3): 101-113.
Blondel, J., Ferry, C., Frochot, B. 1970. La méthode des indices ponctuels d’abondance
(I.P.A.) ou dês releves d’avifaune par “stations d’écoute”. Alauda, 38: 55-71.
83
Boanares, D., Azevedo, C. S. 2014. The use of nucleation techniques to restore the
environment: a bibliometric analysis. Natureza & Conservação, 12: 93-98.
Borges, S. H., Stouffer, P. C. 1999. Bird communities in two types of anthropogenic
successional vegetation in central Amazonia. Condor, 101: 529-536.
Bowen, M. E., McAlpine, C. A., Seabrook, L. M., House, A. P. N., Smith, G. C. 2009. The
age and amount of regrowth forest in fragmented brigalow landscapes are both important for
woodland dependent birds. Biological Conservation, 142: 3051-3059.
Braga, F. M. S., Gomiero, L. M. 1997. Análise da pesca experimental realizado no
reservatório de Volta Grande, Rio Grande (MG-SP). Boletim do Instituto de Pesca, São
Paulo, 24: 131-138.
Bressan, P. M., Kierulff, M. C. M., Sugieda, A. M. 2009. Fauna ameaçada de extinção no
Estado de São Paulo: Vertebrados. São Paulo: Fundação Parque Zoológico de São Paulo:
Secretaria do Meio Ambiente.
Brito, I. M. 1979. Bacias sedimentares e formações pós-paleozóicas do Brasil. Rio de Janeiro,
Editora Interciência. 165p.
Brown-Jr, K. S. 2001. Insetos indicadores da história, composição, diversidade e integridade
de matas ciliares. p. 223-232. Em: Rodrigues, R. R., Leitão-Filho, H. F. Matas Ciliares:
recuperação e conservação. São Paulo: EDUSP.
Brummelhaus, J., Weber, J., Petry, M. V. 2012. A influência da fragmentação da mata ciliar
sobre a avifauna na Bacia Hidrográfica do Rio Caí, Rio Grande do Sul. Neotropical Biology
and Conservation 7(1): 57-66.
Bueno, A. S., Bruno, R. S., Pimentel, T. P., Sanaiotti, T. M., Magnusson, W. E. 2012. The
width of riparian habitats for understory birds in an Amazonian forest. Ecological
Applications, 22 (2): 722-734.
Butcher, J. A., Morrison, M. L., Ransom-Jr, D., Slack, R. D., Wilkins, R. N. 2010. Evidence
of a Minimum Patch Size Threshold of Reproductive Success in an Endangered Songbird.
Journal of Wildlife Management, 74 (1): 133-139.
Cam, E., Nichols, J. D., Sauer, J. R., Hines, J. E., Flather, C. H. 2000. Relative species
richness and community completeness: birds and urbanization in the mid-atlantic states.
Ecological Applications, 10 (4): 1196-1210.
Campos, M. C. S. 2003. Pesquisa para o desenvolvimento de ecotecnologias de prevenção e
controle de Limnoperna fortunei – estudo de caso: Reservatório de Volta Grande. Relatório
Parcial. Belo Horizonte: CETEC. 48 p.
Castaño-Villa, G. J., Ramos-Valencia, S. A., Fontúrbel, F. E. 2014. Fine-scale habitat
structure complexity determines insectivorous BIRD diversity in a tropical Forest. Acta
Oecologica, 61: 19-23.
84
Castro, A. A. 2001. Proposição do escopo para a elaboração do relatório ambiental da UHE
Volta Grande baseado no termo de referência do IBAMA – Licenciamento Ambiental
Corretivo (EIA-RIMA). CEMIG, Nova Lima. 167 p.
Catterall, C. P., Freeman, A. N. D., Kanowski, J., Freebody, K. 2012. Can active restoration
of tropical rainforest rescue biodiversity? A case with bird community indicators. Biological
Conservation, 146: 53–61.
CBRO – Comitê Brasileiro de Registros Ornitológicos. 2014. Listas das aves do Brasil. 11ª
Edição. Disponível em <http://www.cbro.org.br>. Acesso em: 07 maio 2015.
Chace, J. F., Walsh, J. J. 2006. Urban effects on native avifauna: a review. Landscape and
Urban Planning, 74: 46-69.
Chang, X., Quan, R., Wang, L. 2013. Bird conservation in extremely small tropical rainforest
patches in southwest China. Biological Conservation, 158: 188-195.
Chesser, R. T. 1994. Migration in South America: an overview of the austral system. Bird
Conservation International, 4: 91-107.
Chettri, N., Deb, D. C., Sharma, E., Jackson, R. 2005. The relationship between bird
communities and habitat. Mountain Research and Development, 25 (3): 235-243.
Christiansen, M. B., Pitter, E. 1997. Species loss in a forest bird community near Lagoa Santa
in Southeastern Brazil. Biological Conservation, 80: 23-32.
Cid, F. D., Caviedes-Vidal, E. 2014. Differences in bird assemblages between native natural
habitats and small-scale tree plantations in the semiarid midwest of Argentina. The Wilson
Journal of Ornithology, 126 (4): 673-685.
Cintra, R., Yamashita, C. 1990. Habitats, abundância e ocorrência das espécies de aves do
Pantanal de Poconé, Mato Grosso, Brasil. Papeis Avulsos de Zoologia, 37: 1-21.
Cleary, D. F. R., Boyle, T. J. B., Setyawati, T., Anggraeni, C. D., Van-Loon, E. E., Menken,
S. B. J. 2007. Bird species and traits associated with logged and unlogged forest in Borneo.
Ecological Applications, 17: 1184-1197.
Clergeau, P., Jokimaki, J., Savard, J. P. L. 2001. Are urban bird communities influenced by
the bird diversity of adjacent landscapes? Journal of Applied Ecology, 38: 1122-1134.
Clergeau, P., Croci, S., Jokimaki, J., Kaisanlahti-Jokimaki, M. L., Dinetti, M. 2006. Avifauna
homogenisation by urbanisation: analysis at different european latitudes. Biological
Conservation, 127: 336-344.
Cockle, K. L., Areta, J. I. 2013. Specialization on Bamboo by Neotropical Birds. The Condor,
115 (2): 217-220.
Cole, R. J., Holl, K. D., Zahawi, R. A. 2010. Seed rain under treeislands planted to restore
degraded lands in a tropicalagricultural landscape. Ecological Applications, 20: 1255-1269.
85
Colwell, R. K. 2009. EstimateS: Estatistical of estimation of species richness and shared
species form samples. Version 8.2.
COPAM – Conselho Estadual De Política Ambiental. 2010. Deliberação Normativa COPAM
nº 147, de 30 de abril de 2010: Aprova a Lista de Espécies Ameaçadas de Extinção da Fauna
do Estado de Minas Gerais. Minas Gerais (Diário do Executivo), 04/05/2010.
Costa, C. M. R., Herrmann, G., Martins, C. S., Lins, L. V., Lamas, I. R. 1998. Biodiversidade
em Minas Gerais (um Atlas para sua conservação). Fundação Biodiversitas, Belo Horizonte,
91 p.
Costa, L. M., Rodrigues, M. 2012. Bird community structure and dynamics in the campos
rupestres of southern Espinhaço Range, Brazil: diversity, phenology and conservation.
Revista Brasileira de Ornitologia, 20 (2): 132-147.
Dahal, B. R., McAlpine, C. A., Maron, M. 2015. Impacts of extractive forest uses on bird
assemblages vary with landscape context in lowland Nepal. Biological Conservation, 186:
167-175.
Dami, F. D., Mwansat, G. S., Manu, S. A. 2012. The effects of forest fragmentation on
species richness on the Obudu Plateau, south-eastern Nigeria. African Journal of Ecology, 51:
32-36.
D'Angelo-Neto S, Venturin N, Oliveira-Filho AT, Costa FAF. 1998. Avifauna de quatro
fisionomias florestais de pequeno tamanho (5-8 ha) no campus da UFLA. Revista Brasileira
de Biologia, 58 (3): 463-472.
Davide, A. C., Reis, D. N. 2007. Avaliação dos plantios de recomposição de matas ciliares às
margens do Reservatório de Volta Grande – Relatório Final. Universidade Federal de Lavras
– CEMIG, Minas Gerais.
Develey, P. F. 2003. Métodos para estudos com aves. p. 153-168. Em: Cullen-Júnior L,
Rudran R, Valladares-Pádua C (eds.). Métodos de estudos em biologia da conservação e
manejo da vida silvestre. Curitiba: UFPR
Dirzo, R., Raven, P. 2003. Global state of biodiversity and loss. Annual Review Environment
Resource, 28: 137-167.
Donatelli, R. J., Costa, T. V. V., Ferreira, C. D. 2004. Dinâmica da avifauna em fragmentos
de mata na Fazenda Rio Claro, Lençóis Paulista, São Paulo, Brasil. Revista Brasileira de
Zoologia, 21 (1): 97–114.
Donatelli, R. J., Ferreira, C. D.; Dalberto, A. C.; Posso, S. R. 2007. Análise comparativa da
assembléia de aves em dois remanescentes florestais no interior do Estado de São Paulo,
Brasil. Revista Brasileira de Zoologia, 24 (2): 362-375.
Driscoll DA, Banks SC, Barton PS, Lindenmayer DB, Smith A. L. 2013. Conceptual domain
of the matrix in fragmented landscapes. Trends in Ecology and Evolution, 28: 605-613
86
Drummond, G. M., Martins, C. S., Machado, A. B. M., Sebaio, F. A., Antonini, Y. 2005.
Biodiversidade em Minas Gerais: um Atlas para sua conservação. 2. ed. Belo Horizonte:
Fundação Biodiversitas, 222 p.
Edwards, D. P., Woodcock, P., Newton, R. J., Edwards, F. A., Andrews, D. J. R., Docherty,
T. D. S., Mitchell, S. L., Ota, T., Benedick, S., Bottrell, S. H., Hamer, A. K. C. 2013. Trophic
flexibility and the persistence of understory birds in intensively logged rainforest.
Conservation Biology, 27 (5): 1079-1086.
Eken, G. 2004. Key biodiversity areas as site conservation targets. Bioscience, 54 (12): 11101118.
Emlen JT. 1974. An urban bird community in Tucson, Arizona: derivation, structure,
regulation. The Condor 76: 184-197.
Evans, K. L., Newson, S. E., Gaston, K. J. 2009. Habitat influences on urban avian
assemblages. Íbis, 151: 19-39.
Fahrig, L. 2003. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of Ecology,
Evolution and Systematics, 34: 487-515.
Faria, L. C. P., Carrara, L. A., Rodrigues, M. 2008. Biologia reprodutiva do fura-barreira
Hylocryptus rectirostris (Aves: Furnariidae). Revista Brasileira de Zoologia, 25 (2): 172-181.
Ferger, S. W., Schleuning, M., Hemp, A., Howell, K. M., Böhning-Gaese1, K. 2014. Food
resources and vegetation structure mediate climatic effects on species richness of birds.
Global Ecology and Biogeography, 23: 541-549.
Filardi, F. L. R., Garcia, F. C. P., Carvalho-Okano, R. M. 2007. Espécies lenhosas de
Papilionoideae (Leguminosae) na Estação Ambiental de Volta Grande, Minas Gerais, Brasil.
Rodriguésia, 58 (2): 363-378.
Filippi-Codaccioni, O., Devictor, V., Clobert, J., Julliard, R. 2008. Effects of age and intensity
of urbanization on farmland bird communities. Biological Conservation, 141: 2698-2707.
Fletcher-Jr., R. J. 2009. Does attraction to conspecifics explain the patch-size effect? An
experimental test. Oikos, 118: 1139-1147.
Fontana, C. S., Burger, M. I., & Magnusson, W. E. 2011. Bird diversity in a subtropical
South-American City: Effects of noise levels, arborisation and human population density.
Urban Ecosystems, 14: 341-360.
Freeman, A.N.D., Freeman, A.B., Burchill, S. 2009. Bird use of revegetated sites along a
creek connecting rainforest remnants. Emu, 109: 331–338.
Freeman, A. N. D., Catterall, C. P., Freebody, K. 2015. Use of restored habitat by rainforest
birds is limited by spatial context and species’ functional traits but not by their predicted
climate sensitivity. Biological Conservation, 186: 107–114
87
Fuscaldi, R. G., Loures-Ribeiro, A. 2008. A avifauna de uma área urbana do município de
Ipatinga, Minas Gerais, Brasil. Biotemas, 21 (3): 125-133.
Galetti, M., Pizo, M. A. 1996. Fruit eating by birds in a forest fragment in southeastern Brazil.
Ararajuba, 4: 71-79.
García D., Zamora R., Amico G. 2011. The spatial scale of plant-animal interactions: effects
of resource availability and habitat structure. Ecological Monographs, 81: 103–121
Godinho, H. P., Godinho, A. L. 1994. Ecology and conservation of fish in southestern
brazilian river basins submitted to hydroelectric impoudments. Acta Limnologica Brasiliensa,
pp.187-197, vol V. Workshop: Brasilian programme on conservation and management on
inland water.
Godinho, C., Rabaçã, J. E., Segurado, P. 2010. Breeding bird assemblages in riparian galleries
of the Guadiana River basin (Portugal): the effect of spatial structure and habitat variables.
Ecological Research, 25 (2): 283-294.
Goerck, J. M. 1997. Patterns of rarity in the birds of the Atlantic Forest of Brazil.
Conservation Biology, 11: 112-118.
Gomiero, L. M., Carmassi, A. L., Rondineli, G. R., Villares-Junior, G. A., Braga, F. M. S.
2010. Growth and mortality of Cichla spp. (Perciformes, Cichlidae) introduced in Volta
Grande Reservoir (Grande River) and in a small artificial lake in Southeastern Brazil.
Brazilian Journal of Biology, 70 (4): 1093-1101.
Gorini, L., Linnell, J. D. C., Panzacchi, M., Boitani, L., Odden, M., Nilsen, E. B. 2012.
Habitat heterogeneity and mammalian predator-prey interactions. Mammal Review, 42: 5577.
Gray, M. A., S. L. Baldauf, P. J.Mayhew, and J. K. Hill. 2007. The response of avian feeding
guilds to tropical forest disturbance. Conservation Biology, 21:133-141.
Greco, M. K. B. 2002. Balanço de massa de fósforo, evolução da eutrofização e o crescimento
de macrófitas flutuantes no reservatório de Volta Grande (MG/SP). Tese de Doutorado.
Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte. 172 p.
Guldemond, R. A. R., Aarde, R. J. 2010. Forest patch size and isolation as drivers of bird
species richness in Maputaland, Mozambique. Journal of Biogeography, 37: 1884-1893.
Haila, Y. 2002. A conceptual genealogy of fragmentation research: from island biogeography
to landscape ecology. Ecological Applications, 12: 321-334.
Herrera, C. M. and García, D. 2009. The role of remnant trees in seed dispersal through the
matrix: being alone is not always so sad. Biological Conservation, 142: 149-158.
Husté, A., Boulinier, T. 2011. Determinants of bird community composition on patches in the
suburbs of Paris, France. Biological Conservation, 144: 243-252.
88
Ibarra-Macias A, Robinson WD, Gaines MS. 2011. Experimental evaluation of bird
movements in a fragmented Neotropical landscape. Biological Conservation, 144: 703–712.
IEF - Instituto Estadual de Florestas. 2011. Plano de manejo do Parque Estadual do Pau
Furado. Uberlândia: Minas Gerais.
IUCN 2015. The IUCN Red List of Threatened
<http://www.iucnredlist.org>. Acesso em 03 agosto 2015.
Species.
Version
2015.1.
Jesus, S.; Monteiro-Filho, E. L. A. 2007. Frugivoria por aves em Schinus terebinthifolius
(Anacardiaceae) e Myrsine coriacea (Myrsinaceae). Revista Brasileira de Ornitologia, 15 (4):
585-591.
Kennedy, C. M., Marra, P. P., Fagan, W. F., Neel, M. C. 2010. Landscape matrix and species
traits mediate responses of Neotropical resident birds to forest fragmentation in Jamaica.
Ecological Monographs, 80 (4): 651-669.
Kennedy, C. M., Grant, E. H. C., Neel, M. C., Fagan, W. F., Marra, P. P. 2011. Landscape
matrix mediates occupancy dynamics of Neotropical avian insectivores. Ecological
Applications, 21(5): 1837-1850.
Kukreti, M., Bhatt, D. 2014. Birds of Lansdowne forest division and adjacent suburban
landscapes, Garhwal Himalayas, Uttarakhand, India: Community structure and seasonal
distribution. Biodiversitas, 15 (1): 80-88.
Laurance, W. F., Lovejoy, T. E., Vasconcelos, H. L., Bruna, E. M., Didham, R. K., Stouffer,
P. C., Gascon, C., Bierregaard, R. O., Laurance, S. G., Sampaio, E. 2002. Ecosystem decay
of Amazonian forest fragments: a 22-year investigation. Conservation Biology, 16: 605-618.
Lebbin, D. J. 2013. Nestedness and patch size of bamboo-specialist bird communities in
southeastern Peru. Condor, 115: 230-236.
Lee, M., Fahrig, L., Freemark, K. & Currie, D.J. 2002. Importance of patch scale vs.
landscape scale on selected forest birds. Oikos, 96: 110–118.
Lee, P. Y., and J. T. Rotenberry. 2005. Relationships between bird species and tree species
assemblages in forested habitats of eastern North America. Journal of Biogeography 32:11391150.
Lees, A. C., Peres, C. A. 2008. Conservation value of remnant riparian forest corridors of
varying quality for Amazonian birds and mammals. Conservation Biology, 22: 439-449.
Lens, L., Van-Dongen, S., Norris, K., Githiru, M., Matthysen, E. 2002. Avian persistence in
fragmented rainforest. Science, 298: 1236-1238.
Leveau, L. M., Leveau, C. M. 2012. The role of urbanization and seasonality on the temporal
variability of bird communities. Landscape and Urban Planning, 106: 271-276.
89
Li, S., Zou, F., Zhang, Q., Sheldon, F. H. 2013. Species richness and guild composition in
rubber plantations compared to secondary forest on Hainan Island, China. Agroforestry
Systems, 87: 1117-1128.
Lins, L. V. 1994. O papel da mata ciliar na estruturação de uma comunidade de aves do
cerrado, Brasília (DF). Dissertação (Mestrado em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida
Silvestre) - Instituto de Ciências Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais, Belo
Horizonte. 180 p.
Lopes, L. E., Fernandes, A. M., Marini, M. Â. 2005a. Diet of some Atlantic Forest birds.
Ararajuba, 13: 95-103.
Lopes, L. E., Fernandes, A. M., Marini, M. Â. 2005b. Predation on vertebrates by Neotropical
passerine birds. Lundiana, 6 (1): 57-66.
Loures-Ribeiro, A., Anjos, L. 2006. Falconiformes assemblages in a fragmented landscape of
the Atlantic Forest in Southern Brazil. Brazilian Archives of Biology and Technology, 49 (1):
149-162.
Lucindo, A. S. 2011. Avifauna de matas ciliares do Rio Batalha e adjacências, região centrooeste do estado de São Paulo, Brasil. Dissertação (Mestrado em Ecologia e Recursos
Naturais). Universidade Federal de São Carlos, São Paulo. 92 p.
Luther, D., Hilty, J., Weiss, J., Cornwall, C., Wipf, M., Ballard, G. 2008. Assessing the
impact of local habitat variables and landscape context on riparian birds in agricultural,
urbanized, and native landscapes. Biodiversity Conservation, 17: 1923-1935.
Lyra-Neves, R. M., Dias, M. M., Azevedo-Júnior, S. M., Telino-Júnior, W. R., Larrazábal,
M. E. L. 2004. Comunidade de aves da Reserva Estadual de Gurjaú, Pernambuco, Brasil.
Revista Brasileira de Zoologia, 21 (3): 581-592.
Macarrão, A., Nunes-de-Almeida, C. H. L., Corbo, M. C. 2011. Primeiros registros de
Heliomaster furcifer (Trochilidae) no estado de São Paulo e ampliação de sua distribuição.
Revista Brasileira de Ornitologia, 19 (3): 422-423.
Magurran, A.E., McGill, B.J. 2011. Biological Diversity – frontiers in measurement and
assessment. New York: Oxford University Press, 345 p.
Marçal-Júnior, O., Franchin, A. G., Alteff, E. F., Silva-Júnior, E. L. Melo, C. 2009.
Levantamento da avifauna na Reserva Ecológica Panga (Uberlândia, MG, Brasil). Bioscience
Journal, 25 (6): 149-164.
Marini, M. A. 1992. Foraging behavior and diet of the Helmeted Manakin. The Condor, 94:
151-158.
Marini, M. A. 2001. Effects of forest fragmentation on birds of the cerrado region, Brazil.
Bird Conservation International, 11: 13-25.
90
Marini, M. A., Lobo, Y., Lopes, L. E., França, L. F., Paiva, L. V. 2009. Biologia reprodutiva
de Tyrannus savana (Aves, Tyrannidae) em cerrado do Brasil Central. Biota Neotropica, 9
(1): 55-63.
Marsden, S.J., Whiffin, M., Galetti, M. 2001. Bird diversity and abundance in forest
fragments and Eucalyptus plantations around an Atlantic forest reserve, Brazil. Biodiversity
and Conservation, 10: 737-751.
Martin, T. G., Catterall, C. P. 2001. Do fragmented coastal heathlands have habitat value to
birds in eastern Australia? Wildlife Research, 28 (1): 17-31.
Mata, J. R. R., Erize, F., Rumboll, M. 2006. Birds of South America – non-passerines: rheas
to woodpeckers. Princeton: Princeton University Press.
Mazzoni, L. G., Perillo, A. 2014. The wintering distribution of the Blue-tufted Starthroat
Heliomaster furcifer (Apodiformes: Trochilidae) in Minas Gerais, and its association with
Pyrostegia venusta (Bignoniaceae). Atualidades Ornitológicas, 180: 7-9.
Melles E, Glenn S, Martin K. 2003. Urban bird diversity and landscape complexity: species–
environment associations along a multiscale habitat gradient. Conservation Ecology 7 (1): 5.
Mendoza, S. V., Harvey, C. A., Saenz, J. C., Casanoves, F., Carvajal, J. P., Villalobos, J. G.,
Hernandez, B., Medina, A., Montero, J., Merlo, D. S., Sinclair, F. L. 2014. Consistency in
bird use of tree cover across tropical agricultural landscapes. Ecological Applications, 24 (1):
158-168.
Mestre, L. A. M., Bierregaard-Jr, R. O. 2009. The role of Amazonian rivers for wintering
ospreys (Pandion haliaetus): clues from North American band recoveries in Brazil between
1937 and 2006. Studies on Neotropical Fauna and Environment, 44 (3): 141-147.
MMA - Ministério de Meio Ambiente. 2005. Plano de Manejo do Parque Nacional da Serra
da Canastra. Brasília: DF.
MMA. – Ministério do Meio Ambiente. 2007. Biodiversidade do Cerrado e Pantanal: áreas e
ações prioritárias para conservação. Brasília: DF, 540 p.
MMA – Ministério do Meio Ambiente. 2014. Lista das Espécies da Fauna Brasileira
Ameaçadas
de
Extinção.
Brasília:
DF.
Disponível
em:
http://www.icmbio.gov.br/portal/biodiversidade/fauna-brasileira/lista-de-especies.html.
Acesso em: 08 maio 2015.
Monkkonen, M., Rajasarkka, A., Lampila, P. 2014. Isolation, patch size and matrix effects on
bird assemblages in forest reserves. Biodiversity Conservation, 23: 3287-3300.
Moore RP, Robinson WD, Lovette IJ, Robinson TR. 2008. Experimental evidence for
extreme dispersal limitation in tropical forest birds. Ecology Letters, 11: 960–968.
Moran, C., Catterall, C.P. 2014. Responses of seed-dispersing birds to amount of rainforest in
the landscape around fragments. Conservation Biology, 28: 551–560.
91
Moreira, J. C., Manduca, E. G., Gonçalves, P. R., Stumpp, R., Pinto, C. G. C., Lessa, G. 2008.
Mammals, Volta Grande Environmental Unity, Triângulo Mineiro, states of Minas Gerais and
São Paulo, Southeastern Brazil. Check List, 4 (3): 349–357.
Moreno-Mateos, D., Benayas, J. M. R., Pérez-Camacho, L., Montaña, E., Rebollo, S.,
Cayuela, L. 2011. Effects of land use on nocturnal birds in a Mediterranean agricultural
landscape. Acta Ornithologica, 46 (2): 173-182.
Mortelliti, A., Fagiani1, S., Battisti, C., Capizzi, D., Boitani1, L. 2010. Independent effects of
habitat loss, habitat fragmentation and structural connectivity on forest-dependent birds.
Diversity and Distributions, 16: 941-951.
Motta-Júnior JC. 1990. Estrutura trófica e composição das avifaunas de três habitats terrestres
na região central do estado de São Paulo. Ararajuba, 1: 65-71.
Muhamad, D., Okubo, S., Parikesit, P., Miyashita, T., Takeuchi, K. 2013. Effects of habitat
type, vegetation structure, and proximity to forests on bird species richness in a forest–
agricultural landscape of West Java, Indonesia. Agroforestry Systems, 87: 1247-1260.
Mulwa, R.K., Neuschulz, E.L., Böhning-Gaese, K., Schleuning, M. 2013. Seasonal
fluctuations of resource abundance and avian feeding guilds across forest–farmland
boundaries in tropical Africa. Oikos, 122: 524-532.
Myers, N., Mittermeier, R. A., Mittermeier, C. G., Fonseca, G. A., Kent, J. 2000. Biodiversity
hotspots for conservation priorities. Nature 403: 853-858.
Naka, L. N., Rodrigues, M., Roos, A. L., Azevedo, M. A. G. 2002. Bird conservation on
Santa Catarina island Bird Conservation International, 12 (2): 123–150.
Ockinger, E., Franzen, M., Rundlof, M., Smith, H. G. 2009. Mobility-dependent effects on
species richness in fragmented landscapes. Basic and Applied Ecology, 10: 573-578.
Ortega-Álvarez, R., MacGregor-Fors, I. 2011. Dusting off the file: A review of knowledge on
urban ornithology in Latin America. Landscape and Urban Planning, 101: 1-10.
Paiva, M. P., Andrade-Tubino, M. F., Godoy, M. P. 2002. As represas e os peixes nativos do
Rio Grande. Interciência, Rio de Janeiro, 78 p.
Peak, R. G., Thompson III, F. R. 2006. Factors Affecting Avian Species Richness and Density
in Riparian Areas. Journal of Wildlife Management, 70 (1): 173-179.
Pearson, S., Manuwal, D.A., 2001. Breeding bird response to riparian buffer width in
managed Pacific northwest Douglas-fir forests. Ecological Applications 11, 840–853.
Pereira, S. L., Wajntal, A. 2001. Estimates of the genetic variability in a natural population of
Bare-faced Curassow Crax fasciolata (Aves, Galliformes, Cracidae). Bird Conservation
International, 11: 301-308.
Peres, C. A. 2001. Synergistic effects of subsistence hunting and habitat fragmentation on
Amazonian forest vertebrates. Conservation Biology, 15:1490-1505.
92
Perry, R. W., Wigley, T. B., Melchiors, M. A., Thill, R. E., Tappe, P. A., Miller, D. A. 2011.
Width of riparian buffer and structure of adjacent plantations influence occupancy of
conservation priority birds. Biodiversity Conservation, 20: 625-642.
Petry, M. V., Scherer, J. F. M. 2008. Distribuição da avifauna em um gradiente no rio dos
Sinos, São Leopoldo, Rio Grande Do Sul, Brasil. Biodiversidade Pampeana, 6 (2): 19-29.
Pinheiro, F., Diniz, I. R., Coelho, D., Bandeira, M. P. S. 2002. Seasonal pattern of insect
abundance in the Brazilian Cerrado. Austral Ecology, 27: 132-136.
Pinheiro, M. H. O., Monteiro, R. 2010. Contribution to the discussions on the origin of the
cerrado biome: Brazilian savanna. Brazilian Journal of Biology, 70 (1): 95-102.
Piratelli, A., Andrade, V. A., Lima-Filho, M. 2005. Aves de fragmentos florestais em área de
cultivo de cana-de-açúcar no sudeste do Brasil. Iheringia Sér Zoologia, 95: 217-222.
Pozza, D. D., Pires, J. S. R.. 2003. Avifauna em dois fragmentos de floresta estacional
semidecídua do interior paulista. Brazilian Journal of Biology 63 (2): 307-319.
R Core Team. 2014. R: A language and environment for statistical computing. R Foundation
for Statistical Computing, Vienna, Austria. Disponível em: http://www.R-project.org/.
Ratter, J. A., Ribeiro, J. F., Bridgewater, S. 1997. The Brazilian Cerrado vegetation and
threats to its biodiversity. Annals of Botany, 80: 223-230.
Reid, J.L., Mendenhall, C.D., Rosales, J.A., Zahawi, R.A., Holl, K.D. 2014. Landscape
context mediates avian habitat choice in tropical forest restoration. PLoSONE 9, e90573.
Reis, E., López-Iborra, G. M., Pinheiro, R. T. 2012. Changes in bird species richness through
different levels of urbanization: Implications for biodiversity conservation and garden design
in Central Brazil. Landscape and Urban Planning, 107: 31- 42.
Reys, P., Galetti, M., Morellato, L. P. C., Sabino, J. 2005. Fenologia reprodutiva e
disponibilidade de frutos de espécies arbóreas em mata ciliar no rio Formoso, Mato Grosso do
Sul. Biota Neotropica, 5 (2): 1-10.
Ribeiro, J. F., Dias, T. 2007. Diversidade e conservação da vegetação e da flora. p. 19-49.
Em: MMA. Cerrado e Pantanal – Áreas e Ações Prioritárias para Conservação da
Biodiversidade. Ministério do Meio Ambiente, Brasília: DF.
Ribon, R., Simon, J. E., Mattos, G. T. 2003. Bird extinctions in Atlantic Forest fragments of
the Viçosa region, Southeastern Brazil. Conservation Biology, 17: 1827-1839.
Ridgely, R. S., Tudor, G. 1994. The birds of South America: the suboscine passerines. Vol. 2.
University of Texas press, Austin, USA.
Robertson, B. A., Landis, D. A., Sillett, T. S., Loomis, E. R., Rice, R. A. 2013. Perennial
agroenergy feedstocks as en route habitat for spring migratory birds. BioEnergy research, 6
(1): 311-320.
93
Rodewald, A. D., Yahner, R. H. 2001. Influence of landscape composition on avian
community structure and associated mechanisms. Ecology, 82 (12): 3493-3504.
Rodrigues, R. R., Gandolfi, S. 1996. Recomposic¸ão de florestasnativas: princípios gerais e
subsídios para uma definic¸ãometodológica. Revista Brasileira de Horticultura Ornamental, 2:
4–15.
Rodrigues, R. R., Gandolfi, S. 2000. Conceitos, tendências e ações para a recuperação de
florestas ciliares. p. 235-247. Em: Rodrigues, R. R., Leitão-Filho, H. F. Matas Ciliares:
conservação e recuperação. São Paulo: Universidade de São Paulo.
Rodrigues, M., Carrara, L. A., Faria, L. P., Gomes, H. B. 2005. Aves do Parque Nacional da
Serra do Cipó: o vale do Rio Cipó, Minas Gerais, Brasil. Revista Brasileira de Zoologia, 22
(2): 326–338.
Rodrigues, L.C., Rodrigues, M. 2015. Floral resources and habitat affect the composition of
hummingbirds at the local scale in tropical mountaintops. Brazilian Journal of Biology, 75
(1): 39-48.
Rottenborn, S. C. 1999. Predicting the impacts of urbanization on riparian bird communities.
Biological Conservation, 88: 289-299.
Saab, V. 1999. Importance of spatial scale to habitat use by breeding birds in riparian forests:
a hierarchical analysis. Ecological Applications, 9 (1): 135-151.
Santos, A. J. 2003. Estimativas de riqueza em espécies. Em: Cullen-Júnior L, Rudran R,
Valladares-Pádua C (eds.). Métodos de estudos em biologia da conservação e manejo da vida
silvestre. Curitiba: UFPR p. 19-42.
Santos, G. B., Formagio, P. S. 2000. Estrutura da ictiofauna dos reservatórios do Rio Grande,
com ênfase no estabelecimento de peixes piscívoros. Inf. Agrop., Belo Horizonte, 21 (2): 98106.
Scherer, A., Scherer, S. B., Bugoni, L., Mohr, L. V., Efe, M. A., Hartz, S. M. 2005. Estrutura
trófica da avifauna em oito parques da cidade de Porto Alegre, RS. Ornithologia, 1 (1): 25-32.
Schubart, O., Aguirre, A. C., Sick, H. 1965. Contribuição para o conhecimento da
alimentação das aves brasileiras. Arquivos de Zoologia 12: 95-249.
Seaman, B. S., Schulze, C. H. 2010. The importance of gallery forests in the tropical lowlands
of Costa Rica for understorey forest birds. Biological Conservation, 143: 391-398.
Sekercioglu, C. H., Ehrlich, P. R., Daily, G. C., Aygen, D. Goehring, D., Sandy, R. F. 2002.
Disappearance of insectivorous birds from tropical forest fragments. Proc. National Academy
of Sciences USA, 99: 263-267.
Selmi, S., Boulinier, T. 2003. Breeding bird communities in southern Tunisian oases: the
importance of traditional agricultural practices for bird diversity in a semi-natural system.
Biological Conservation, 110: 285-294.
94
Shanahan, D. F., Miller, C., Possingham, H. P., Fuller, R. A. 2011. The influence of patch
area and connectivity on avian communities in urban revegetation. Biological Conservation,
144: 722-729.
Shirley, S. M., Smith, J. N. M. 2005. Bird community structure across riparian buffer strips of
varying width in a coastal temperate forest. Biological Conservation 125: 475-489.
Sick, H. 1997. Ornitologia brasileira. Rio de Janeiro: Nova Fronteira.
Sigrist, T. 2013. Avifauna Brasileira. São Paulo: Avis Brasilis.
Silva, J. M. C. 1995. Birds of the Cerrado region, South America. Steenstrupia 21: 69-92.
Silva, J. M. C., Bates, J. M. 2002. Biogeographic patterns and conservation in the South
American cerrado: a tropical savanna hotspot. BioScience, 52: 225-230.
Silva, W. R., Vielliard, J. 2000. Avifauna de Mata Ciliar, p. 169-185. Em: Rodrigues, R. R.,
Leitão-Filho, H. F. (eds.) Matas Ciliares: conservação e recuperação. São Paulo: EDUSP.
Silva, I. A., Silva, D. M., Carvalho, G. H., Batalha, M. A. 2011. Reproductive phenology of
Brazilian savannas and riparian forests: environmental and phylogenetic issues. Annals of
Forest Science, 68: 1207-1215.
Silveira, L. F. 1998. The birds of Serra da Canastra National Park and adjacent areas, Minas
Gerais, Brazil. Cotinga, 10: 55-63.
Silveira, L. F., Benedicto, G. A., Schunck, F., Sugieda, A. M. Aves. p. 87-283. Em: Bressan,
B. M., Kierulff, M. C. M., Sugieda, A. M. 2009. Fauna Ameaçada de Extinção no Estado de
São Paulo: Vertebrados. São Paulo: Fundação Parque Zoológico de São Paulo: Secretaria do
Meio Ambiente.
Smith, R.J., Schaefer, J.M., 1992. Avian characteristics of an urban riparian strip corridor.
Wilson Bulletin, 104: 732-738.
Smith, T. A., Osmond, D. L., Moorman, C. E., Stucky, J. M., Gilliam, J. W. 2008. Effect of
Vegetation Management on Bird Habitat in Riparian Buffer Zones. Southeastern Naturalist, 7
(2): 277-288.
Sonter, L., Metcalfe, D., Mayfield, M.M. 2011. Assessing rainforest restoration: the value of
buffer strips for the recovery of rainforest remnants in Australia’s wet tropics. Pacific
Conservation Biology, 16: 274–288.
Stotz, D. F., Fitzpatrick, J. W., Parker III, T. A., Moskivits, D. K. 1996. Neotropical birds:
ecology and conservation. Chicago: University Chicago Press.
Stouffer, P. C., Strong, C., Naka, L. N. 2009. Twenty years of understorey bird extinctions
from Amazonian rain forest fragments: consistent trends and landscape-mediated dynamics.
Diversity and Distribution, 15: 88–97.
95
Stratford, J. A., Stouffer, P. C., 1999, Local extinction of terrestrial insectivorous birds in a
fragmented landscape near Manaus, Brazil. Conservation Biology, 13 (6): 1416-1423.
Suarez-Rubio, M., Thomlinson, J. R. 2009. Landscape and patch-level factors influence bird
communities in an urbanized tropical island. Biological Conservation, 142: 1311-1321.
Telino-Júnior, W.R., Dias, M. M., Azevedo-Júnior, S. M., Lyra-Neves, R. M., Larrazábal, M.
E. L. 2005. Estrutura trófica da avifauna na Reserva Estadual de Gurjaú, Zona da Mata Sul,
Pernambuco, Brasil. Revista Brasileira de Zoologia, 22 (4): 962-973.
Torga, K., Franchin, A. G., Marçal-Júnior, O. 2007. A avifauna em uma seção da área urbana
de Uberlândia, MG. Revista Biotemas, 20 (1): 7-17.
Turner, I. M. 1996. Species loss in fragments of tropical rain forest: a review of the evidence.
Journal of Applied Ecology, 33: 200-209.
Uezu, A., Metzger, J. P. 2011. Vanishing bird species in the Atlantic Forest: relative
importance of landscape configuration, forest structure and species characteristics.
Biodiversity Conservation, 20: 3627-3643.
Valadão, R. M., Franchin, A. G., Silva, G. B. M., Pioli, D., Marçal-Júnior, O. 2013. Riqueza
e distribuição de Acciptriformes e Falconiformes em uma unidade de conservação no
triângulo mineiro, MG, Brasil. Ornithologia, 6 (1): 70-77.
Vetter, D., Hansbauer, M. M., Vegvari, Z., Storch, T. 2011. Predictors of forest fragmentation
sensitivity in Neotropical vertebrates: a quantitative review. Ecography, 34: 1-8.
Vielliard, J. M. E., Silva, W. R. 1990. Nova metodologia de levantamento qualitativo da
avifauna e primeiros resultados do interior de Estado de São Paulo, Brasil. Anais do IV
Encontro Nacional dos Anilhadores de Aves 4: 117-151.
Vielliard, J. M. E., Almeida, M. E. C., Anjos, I., Silva, W. R. 2010. Levantamento
quantitativo por pontos de escuta e o índice pontual de abundância (IPA). p. 47-60. Em:
Matter, S. V., Straube, F. C., Accordi, I., Piacentini, V., Cândido-Jr, J. F. Ornitologia e
Conservação. Ciência Aplicada, Técnicas de Pesquisa e Levantamento. Rio de Janeiro:
Technical Books.
Volpato, G.H.; Anjos, L., Poletto, F., Serafini, P. P., Lopes, E. V., Favaro, F. L. 2006.
Terrestrial passerines in an Atlantis Forest remnant of Southern Brazil. Brazilian Journal of
Biology, 66 (2A): 473-478.
Warkentin, I. G., Greenberg, R., Ortiz, J. S., 1995. Songbird use of gallery woodlands in
recently cleared and older settled landscapes of the Selva Lacandona, Chiapas, Mexico.
Conservation Biology, 9: 1095-1106.
Watson, J. E. M., Whittaker, R. J., Dawson, T. P., 2004. Habitat structure and proximity to
forest edge affect the abundance and distribution of forest-dependent birds in tropical coastal
forests of southeastern Madagascar. Biological Conservation, 120: 311-327.
96
Wethered, R., Lawes, M. J. 2003. Matrix effects on bird assemblages in fragmented
Afromontane forests in South Africa. Biological Conservation, 114, 327–340.
Wethered, R., Lawes, M. J. 2005. Nestedness of bird assemblages in fragmented
Afromontane forest: the effect of plantation forestry in the matrix. Biological Conservation,
123: 125-137.
Whitaker, D. M., Montevecchi, W. A. 1999. Breeding Bird Assemblages Inhabiting Riparian
Buffer Strips in Newfoundland, Canada. The Journal of Wildlife Management, 63 (1): 167179.
Wiebe, K. L., Martin, K. 1998. Seasonal use by birds of stream-side riparian habitat in
coniferous forest of northcentral British Columbia. Ecography, 21: 124-134.
Willis, E. O. 1979. The composition of avian communities in remanescent woodlots in
southern Brazil. Papéis Avulsos de Zoologia 33 (1): 1-25.
Wuczynski, A., Kujawa, K., Dajdok, Z., Grzesiak, W. 2011. Species richness and
composition of bird communities in various field margins of Poland. Agriculture, Ecosystems
and Environment, 141: 202-209.
Zapata, V. M., Robledano, F. 2014. Assessing biodiversity and conservation value of
forestpatches secondarily fragmented by urbanisationin semiarid southeastern Spain. Journal
for Nature Conservation, 22: 166-175.
Zar, J. H. 1998. Biostatistical analysis. 4th Edition. New Jersey: Prentice Hall.
Zimmer, K. J., Whittaker, A., Oren, D. C. 2001. A cryptic new species of flycatcher
(Tyrannidae: Suiriri) from the cerrado region of central South America. Auk 118 (1): 56-78.
Zuria, I., Gates, J. E. 2013. Community composition, species richness, and abundance of birds
in field margins of central Mexico: local and landscape-scale effects. Agroforestry Systems,
87: 377-393.
Zurita, G. A., Bellocq, M. I. 2012. Bird assemblages in anthropogenic habitats: identifying a
suitability gradient for native species in the Atlantic forest. Biotropica, 44: 412-419.
97
Ciconiiformes
Cracidae
Galliformes
Anseriformes
Anatidae
Tinamiformes
Tinamidae
Rheidae
Rheiformes
Ordem / Família
Crax fasciolata Spix, 1825
mutum-de-penacho
irerê
asa-branca
pato-do-mato
pé-vermelho
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
0.005
0.005
0.005
0.023
5
X
codorna-amarela
Nothura maculosa (Temminck, 1815)
Dendrocygna viduata (Linnaeus, 1766)
Dendrocygna autumnalis (Linnaeus, 1758)
Cairina moschata (Linnaeus, 1758)
Amazonetta brasiliensis (Gmelin, 1789)
5
X
19
19
16
30
19
65
X
19
8
FO (%)
X
0.041
0.077
I.P.A.
X
X
5
perdiz
X
4
inhambu-chororó
X
Área
3
Crypturellus parvirostris (Wagler, 1827)
2
Rhynchotus rufescens (Temminck, 1815)
1
X
ema
Nome Popular
jaó
Crypturellus undulatus (Temminck, 1815)
Rhea americana (Linnaeus, 1758)
Espécie
FRU-S
ONI-Aq
ONI-Aq
ONI-Aq
ONI-Aq
ONI-S
ONI-S
FRU-S
FRU-S
ONI-S
G.T.
3
1
1
1
1
3
1
1
1
1
Habitat
1
3
4
4
VU EN CR
4
VU
4
EN
1
QA CR
Ameaça
Lista das espécies de aves registradas nas cinco áreas de estudo localizadas ao longo do reservatório da UHE Volta Grande, sudeste do Brasil. I.P.A.: Índice
Pontual de Abundância. F.O.: Frequência de Ocorrência. G.T. (Guildas Tróficas): (FRU-D) Frugívoros de Dossel, (ONI-D) Onívoros do dossel, (ONI-sb)
Onívoros do sub-bosque, (ONI-B) Onívoros de borda, (ONI-S) Onívoros de solo, (ONI-Aq) Onívoros aquáticos, (ONI-Br) Onívoros de brejo, (FRU-S)
Frugívoros do solo, (CAR-N) Carnívoros noturnos, (CAR-D) Carnívoros diurnos, (NECRO) Necrófagos, (INS-TG) Insetívoros de troncos e galhos, (INS-GS)
Predadores de artrópodes grandes do solo, (INS-PS) Predadores de artrópodes pequenos do solo, (INS-F) Predadores de artrópodes da folhagem, (INS-TE)
Insetívoros de taquarais e emaranhados, (INS-NM) Insetívoros do nível médio, (INS-D) Insetívoros do dossel, (INS-B) Insetívoros de borda, (INS-Br)
Insetívoros de brejo, (INS-A) Insetívoros aéreos, (INS-N) Insetívoros noturnos, (NEC) Nectarívoros, (GRA) Granívoros e (PIS) Piscívoros. Habitat
(Dependência a habitats florestais): (1) Independente, (2) Semi-dependente e (3) Dependente. Ameaça: Listas de Ameaça: 1 – Global (IUCN 2014), 2 –
Brasil (MMA 2014), 3 – Minas Gerais (COPAM 2010), 4 – São Paulo (Bressan et al. 2009). Categoria de ameaça: QA – quase ameaçada, VU – vulnerável,
EN – em perigo, CR – criticamente em perigo. Migração: (MA) Migrantes austrais e (MS) Migrantes setentrionais. * espécies registradas fora do período
amostral.
ANEXO A
MA
MA
Migração
Accipitridae
Accipitriformes
Pandionidae
Cathartiformes
Cathartidae
Threskiornithidae
Pelecaniformes
Ardeidae
Anhingidae
Suliformes
Phalacrocoracidae
Ciconiidae
Ordem / Família
Elanus leucurus (Vieillot, 1818)
Pandion haliaetus (Linnaeus, 1758)
Cathartes aura (Linnaeus, 1758)
Coragyps atratus (Bechstein, 1793)
gavião-peneira
águia-pescadora
urubu-de-cabeça-vermelha
urubu-de-cabeça-preta
colhereiro
Platalea ajaja Linnaeus, 1758
garça-branca-pequena
Egretta thula (Molina, 1782)
coró-coró
tapicuru-de-cara-pelada
curicaca
garça-real
Pilherodius pileatus (Boddaert, 1783) *
Mesembrinibis cayennensis (Gmelin, 1789)
Phimosus infuscatus (Lichtenstein, 1823) *
Theristicus caudatus (Boddaert, 1783)
socó-boi
savacu
socozinho
garça-vaqueira
garça-moura
garça-branca-grande
maria-faceira
biguatinga
biguá
cabeça-seca
Nome Popular
Tigrisoma lineatum (Boddaert, 1783)
Nycticorax nycticorax (Linnaeus, 1758)
Butorides striata (Linnaeus, 1758)
Bubulcus ibis (Linnaeus, 1758)
Ardea cocoi Linnaeus, 1766
Ardea alba Linnaeus, 1758
Syrigma sibilatrix (Temminck, 1824)
Anhinga anhinga (Linnaeus, 1766)
Phalacrocorax brasilianus (Gmelin, 1789)
Mycteria americana Linnaeus, 1758
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
X
X
X
4
0.005
0.054
0.063
0.050
0.014
0.009
0.005
0.014
0.009
0.027
0.014
0.005
I.P.A.
5
16
16
89
3
49
3
84
46
3
19
11
68
5
27
35
24
27
76
3
FO (%)
CAR-D
PIS
NECRO
NECRO
ONI-Aq
INS-GS
INS-Br
ONI-S
PIS
PIS
PIS
PIS
PIS
INS-GS
PIS
PIS
INS-GS
PIS
PIS
ONI-S
G.T.
1
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
Habitat
3
VU
4
VU
3
99
4
VU QA
Ameaça
MA
MS
MA
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
Columbidae
Columbiformes
Jacanidae
Scolopacidae
Recurvirostridae
Charadriidae
Charadriiformes
Heliornithidae
Rallidae
Aramidae
Gruiformes
Ordem / Família
gavião-belo
gavião-caramujeiro
gavião-caboclo
gavião-carijó
gavião-de-rabo-branco
Busarellus nigricollis (Latham, 1790) *
Rostrhamus sociabilis (Vieillot, 1817)
Heterospizias meridionalis (Latham, 1790)
Rupornis magnirostris (Gmelin, 1788)
Geranoaetus albicaudatus (Vieillot, 1816)
Columbina talpacoti (Temminck, 1811)
Columbina squammata (Lesson, 1831)
Patagioenas picazuro (Temminck, 1813)
Jacana jacana (Linnaeus, 1766)
Tringa solitaria Wilson, 1813
Himantopus melanurus Vieillot, 1817 *
Vanellus chilensis (Molina, 1782)
Heliornis fulica (Boddaert, 1783) *
Aramides cajaneus (Statius Muller, 1776)
Laterallus viridis (Statius Muller, 1776)
Laterallus melanophaius (Vieillot, 1819)
Porzana albicollis (Vieillot, 1819)
Porphyrio martinicus (Linnaeus, 1766)
rolinha-roxa
fogo-apagou
pombão
jaçanã
maçarico-solitário
pernilongo-de-costasbrancas
quero-quero
picaparra
saracura-três-potes
sanã-castanha
sanã-parda
sanã-carijó
frango-d'água-azul
carão
sovi
Ictinia plumbea (Gmelin, 1788)
Aramus guarauna (Linnaeus, 1766)
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
X
0.063
0.032
0.324
0.014
0.005
0.041
0.005
0.050
0.009
0.005
0.005
0.032
0.032
I.P.A.
95
81
100
70
3
3
100
3
46
65
41
11
3
38
38
5
76
8
3
27
FO (%)
GRA
GRA
FRU-D
ONI-Aq
INS-Br
INS-Br
INS-GS
INS-Br
ONI-S
INS-GS
INS-Br
ONI-S
ONI-Br
CAR-D
CAR-D
CAR-D
CAR-D
CAR-D
CAR-D
INS-A
G.T.
1
1
2
1
1
1
1
1
2
2
2
1
1
1
2
1
1
1
1
1
Habitat
100
4
CR
CR
4
Ameaça
MA
MA
MS
MA
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
Trochilidae
Apodiformes
Apodidae
Caprimulgiformes
Caprimulgidae
Nyctibiidae
Nyctibiiformes
Strigidae
Tytonidae
Strigiformes
Cuculiformes
Cuculidae
Ordem / Família
anu-preto
anu-branco
saci
Crotophaga ani Linnaeus, 1758
Guira guira (Gmelin, 1788)
Tapera naevia (Linnaeus, 1766)
taperuçu-de-coleira-branca
andorinhão-do-temporal
andorinhão-do-buriti
Tachornis squamata (Cassin, 1853)
bacurau-ocelado
bacurau
bacurau-chintã
mãe-da-lua
corujinha-do-mato
caburé
coruja-buraqueira
Streptoprocne zonaris (Shaw, 1796)
Chaetura meridionalis Hellmayr, 1907
Nyctiphrynus ocellatus (Tschudi, 1844)
Hydropsalis albicollis (Gmelin, 1789)
Hydropsalis parvula (Gould, 1837)
Nyctibius griseus (Gmelin, 1789) *
Megascops choliba (Vieillot, 1817)
Glaucidium brasilianum (Gmelin, 1788)
Athene cunicularia (Molina, 1782)
coruja-da-igreja
anu-coroca
Crotophaga major Gmelin, 1788
Tyto furcata (Temminck, 1827)
alma-de-gato
papa-lagarta-acanelado
pomba-galega
pomba-de-bando
juriti-pupu
Patagioenas cayennensis (Bonnaterre, 1792)
Zenaida auriculata (Des Murs, 1847)
Leptotila verreauxi Bonaparte, 1855
Piaya cayana (Linnaeus, 1766)
Coccyzus melacoryphus Vieillot, 1817
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
5
X
X
X
0.005
0.014
0.018
8
0.005
0.023
0.005
0.009
24
8
22
3
3
3
3
5
5
35
11
73
57
14
70
3
59
59
95
FO (%)
0.072
0.072
0.041
0.162
I.P.A.
INS-A
INS-A
INS-A
INS-N
INS-N
INS-N
INS-N
INS-N
INS-N
INS-GS
CAR-N
INS-B
INS-B
INS-B
INS-B
INS-NM
INS-B
FRU-D
GRA
FRU-S
G.T.
1
2
1
3
2
1
2
2
2
1
1
2
2
2
1
1
1
3
1
2
Habitat
101
4
VU
VU
4
Ameaça
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
Picidae
Ramphastidae
Piciformes
Bucconidae
Galbuliformes
Galbulidae
Momotidae
Coraciiformes
Alcedinidae
Ordem / Família
beija-flor-de-garganta-verde
beija-flor-de-peito-azul
bico-reto-de-banda-branca
bico-reto-azul
Amazilia fimbriata (Gmelin, 1788)
Amazilia lactea (Lesson, 1832)
Heliomaster squamosus (Temminck, 1823)
Heliomaster furcifer (Shaw, 1812)
Picumnus albosquamatus d'Orbigny, 1840
Melanerpes candidus (Otto, 1796)
Veniliornis passerinus (Linnaeus, 1766)
Colaptes melanochloros (Gmelin, 1788)
pica-pau-anão-escamado
pica-pau-branco
picapauzinho-anão
pica-pau-verde-barrado
tucanuçu
chora-chuva-preto
Monasa nigrifrons (Spix, 1824)
Ramphastos toco Statius Muller, 1776
joão-bobo
rapazinho-dos-velhos
Nystalus chacuru (Vieillot, 1816)
ariramba-de-cauda-ruiva
udu-de-coroa-azul
Nystalus maculatus (Gmelin, 1788)
Galbula ruficauda Cuvier, 1816
Momotus momota (Linnaeus, 1766)
Megaceryle torquata (Linnaeus, 1766)
Chloroceryle amazona (Latham, 1790)
Chloroceryle americana (Gmelin, 1788)
Polytmus guainumbi (Pallas, 1764)
martim-pescador-grande
martim-pescador-verde
martim-pescador-pequeno
rabo-branco-acanelado
beija-flor-tesoura
beija-flor-de-veste-preta
besourinho-de-bicovermelho
beija-flor-de-bico-curvo
Phaethornis pretrei (Lesson & Delattre, 1839)
Eupetomena macroura (Gmelin, 1788)
Anthracothorax nigricollis (Vieillot, 1817)
Chlorostilbon lucidus (Shaw, 1812)
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
0.158
0.014
0.086
0.050
0.050
0.005
0.023
0.063
0.023
0.014
0.005
0.018
0.014
0.005
43
0.063
97
19
76
68
70
3
8
11
70
19
57
46
30
16
16
5
3
3
51
35
3
FO (%)
0.050
0.005
I.P.A.
INS-TG
INS-TG
INS-TG
INS-TG
ONI-D
INS-NM
ONI-B
ONI-B
INS-NM
ONI-D
PIS
PIS
PIS
NEC
NEC
NEC
NEC
NEC
NEC
NEC
NEC
NEC
G.T.
2
2
2
2
2
1
2
3
2
3
1
2
2
1
2
3
3
2
2
2
1
2
Habitat
102
CR
4
4
QA
4
VU
4
VU
Ameaça
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
Passeriformes
Thamnophilidae
Psittaciformes
Psittacidae
Falconidae
Falconiformes
Cariamidae
Cariamiformes
Ordem / Família
periquitão-maracanã
jandaia-de-testa-vermelha
periquito-rei
tuim
periquito-de-encontroamarelo
curica
papagaio-verdadeiro
Psittacara leucophthalmus (Statius Muller, 1776)
Aratinga auricapillus (Kuhl, 1820)
Eupsittula aurea (Gmelin, 1788)
Forpus xanthopterygius (Spix, 1824)
Amazona aestiva (Linnaeus, 1758)
Thamnophilus doliatus (Linnaeus, 1764)
Thamnophilus pelzelni Hellmayr, 1924
Herpsilochmus longirostris Pelzeln, 1868
Amazona amazonica (Linnaeus, 1766)
chorozinho-de-bicocomprido
choca-barrada
choca-do-planalto
maracanã-do-buriti
Orthopsittaca manilatus (Boddaert, 1783)
Brotogeris chiriri (Vieillot, 1818)
arara-canindé
caracará
carrapateiro
acauã
falcão-relógio
quiriquiri
falcão-de-coleira
Ara ararauna (Linnaeus, 1758)
Caracara plancus (Miller, 1777)
Milvago chimachima (Vieillot, 1816)
Herpetotheres cachinnans (Linnaeus, 1758)
Micrastur semitorquatus (Vieillot, 1817)
Falco sparverius Linnaeus, 1758
Falco femoralis Temminck, 1822
Cariama cristata (Linnaeus, 1766)
seriema
pica-pau-do-campo
pica-pau-de-banda-branca
pica-pau-de-topetevermelho
Colaptes campestris (Vieillot, 1818)
Dryocopus lineatus (Linnaeus, 1766)
Campephilus melanoleucos (Gmelin, 1788)
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
2
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
X
X
100
24
0.198
0.027
0.009
95
92
73
0.225
0.135
0.149
14
32
41
35
86
81
5
89
59
16
5
16
16
0.005
0.050
0.027
0.036
0.140
0.027
0.005
0.005
0.005
0.081
0.045
35
38
0.036
0.005
57
5
FO (%)
0.014
0.009
I.P.A.
INS-B
INS-F
INS-NM
FRU-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
ONI-S
ONI-S
CAR-D
CAR-D
CAR-D
CAR-D
ONI-S
INS-TG
INS-GS
INS-TG
G.T.
2
3
3
3
3
2
2
2
2
3
1
1
1
1
2
2
1
1
1
3
1
2
Habitat
4
4
103
4
EN
QA
4
4
VU
CR
3
VU CR
4
VU
Ameaça
MA
MA
Migração
Tyrannidae
Rhynchocyclidae
Tityridae
Pipridae
Furnariidae
Dendrocolaptidae
Ordem / Família
joão-de-pau
graveteiro
curutié
petrim
uí-pi
arredio-do-rio
Phacellodomus rufifrons (Wied, 1821)
Phacellodomus ruber (Vieillot, 1817)
Certhiaxis cinnamomeus (Gmelin, 1788)
Synallaxis frontalis Pelzeln, 1859
Synallaxis albescens Temminck, 1823
Cranioleuca vulpina (Pelzeln, 1856)
Elaenia cristata Pelzeln, 1868
Elaenia spectabilis Pelzeln, 1868
Elaenia mesoleuca (Deppe, 1830)
Elaenia flavogaster (Thunberg, 1822)
risadinha
guaracava-de-barrigaamarela
guaracava-grande
tuque
guaracava-de-topeteuniforme
ferreirinho-de-cara-parda
Poecilotriccus latirostris (Pelzeln, 1868)
Camptostoma obsoletum (Temminck, 1824)
cabeçudo
estalador
bico-chato-de-orelha-preta
ferreirinho-relógio
caneleiro-preto
Leptopogon amaurocephalus Tschudi, 1846
Corythopis delalandi (Lesson, 1830) *
Tolmomyias sulphurescens (Spix, 1825)
Todirostrum cinereum (Linnaeus, 1766)
Pachyramphus polychopterus (Vieillot, 1818)
soldadinho
fura-barreira
Clibanornis rectirostris (Wied, 1831)
Antilophia galeata (Lichtenstein, 1823)
casaca-de-couro-da-lama
joão-de-barro
Furnarius figulus (Lichtenstein, 1823)
Furnarius rufus (Gmelin, 1788)
arapaçu-de-cerrado
arapaçu-grande
choró-boi
Taraba major (Vieillot, 1816)
Lepidocolaptes angustirostris (Vieillot, 1818)
Dendrocolaptes platyrostris Spix, 1825 *
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
X
62
43
8
3
11
0.032
0.005
0.005
14
22
3
8
100
3
14
65
8
22
43
73
95
76
3
73
73
3
51
FO (%)
0.036
0.005
0.185
0.018
0.036
0.005
0.023
0.122
0.009
0.027
0.014
0.167
0.005
0.063
0.099
0.050
I.P.A.
ONI-B
ONI-B
ONI-B
ONI-B
ONI-D
INS-TE
INS-F
INS-PS
INS-NM
INS-B
ONI-D
FRU-D
INS-NM
INS-B
INS-B
INS-PS
INS-Br
INS-B
INS-PS
INS-PS
INS-PS
INS-TG
INS-TG
INS-F
G.T.
1
3
3
2
1
3
3
3
2
3
2
3
1
1
3
2
2
1
3
1
1
1
3
2
Habitat
104
4
EN
4
QA
4
QA
4
QA
4
QA
Ameaça
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
Ordem / Família
suiriri-cinzento
guaracava-cinzenta
guaracava-de-cristaalaranjada
bagageiro
alegrinho
irré
maria-cavaleira
maria-cavaleira-de-raboenferrujado
bem-te-vi
bentevizinho-do-brejo
suiriri-cavaleiro
bem-te-vi-rajado
neinei
bentevizinho-de-asaferrugínea
bentevizinho-de-penachovermelho
suiriri-de-garganta-branca
suiriri
tesourinha
peitica
viuvinha
filipe
príncipe
lavadeira-de-cara-branca
lavadeira-mascarada
freirinha
tesoura-do-brejo
guaracavuçu
enferrujado
primavera
Suiriri suiriri (Vieillot, 1818)
Myiopagis caniceps (Swainson, 1835)
Tyrannus albogularis Burmeister, 1856
Tyrannus melancholicus Vieillot, 1819
Tyrannus savana Vieillot, 1808
Empidonomus varius (Vieillot, 1818)
Colonia colonus (Vieillot, 1818)
Myiophobus fasciatus (Statius Muller, 1776)
Pyrocephalus rubinus (Boddaert, 1783)
Fluvicola albiventer (Spix, 1825)
Fluvicola nengeta (Linnaeus, 1766)
Arundinicola leucocephala (Linnaeus, 1764)
Gubernetes yetapa (Vieillot, 1818)
Cnemotriccus fuscatus (Wied, 1831)
Lathrotriccus euleri (Cabanis, 1868)
Xolmis cinereus (Vieillot, 1816)
Myiozetetes similis (Spix, 1825)
Myiozetetes cayanensis (Linnaeus, 1766)
Pitangus sulphuratus (Linnaeus, 1766)
Philohydor lictor (Lichtenstein, 1823)
Machetornis rixosa (Vieillot, 1819)
Myiodynastes maculatus (Statius Muller, 1776)
Megarynchus pitangua (Linnaeus, 1766)
Myiarchus tyrannulus (Statius Muller, 1776)
Phaeomyias murina (Spix, 1825)
Serpophaga subcristata (Vieillot, 1817)
Myiarchus swainsoni Cabanis & Heine, 1859
Myiarchus ferox (Gmelin, 1789)
Myiopagis viridicata (Vieillot, 1817)
Nome Popular
Espécie
51
92
0.059
0.095
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
0.036
0.005
0.005
0.027
0.009
0.009
0.126
0.014
0.014
11
92
24
22
5
19
3
5
73
30
3
35
5
11
100
3
68
43
86
0.387
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
0.014
0.068
0.113
86
X
X
X
0.135
X
X
X
X
X
X
X
X
X
8
3
19
97
X
0.014
0.005
0.005
0.081
X
X
27
FO (%)
8
I.P.A.
0.005
5
X
X
X
4
30
X
X
Área
3
0.018
0.014
2
1
INS-B
INS-B
INS-B
INS-D
INS-D
INS-B
INS-B
INS-PS
INS-PS
INS-Br
INS-Br
INS-B
INS-F
INS-PS
ONI-B
ONI-B
ONI-B
INS-Br
INS-PS
ONI-B
ONI-B
INS-B
INS-B
INS-B
INS-D
INS-B
INS-NM
INS-D
INS-B
G.T.
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
1
1
1
2
3
1
1
1
1
1
1
3
3
1
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
MA
105
4
CR
Ameaça
2
3
1
3
1
3
2
2
1
2
1
2
3
1
3
Habitat
Motacillidae
Mimidae
Turdidae
Polioptilidae
Donacobiidae
Troglodytidae
Hirundinidae
Corvidae
Vireonidae
Ordem / Família
Anthus lutescens Pucheran, 1855
Mimus saturninus (Lichtenstein, 1823)
Turdus leucomelas Vieillot, 1818
Turdus rufiventris Vieillot, 1818
Turdus amaurochalinus Cabanis, 1850
Polioptila dumicola (Vieillot, 1817)
Donacobius atricapilla (Linnaeus, 1766)
Cantorchilus leucotis (Lafresnaye, 1845)
Troglodytes musculus Naumann, 1823
Petrochelidon pyrrhonota (Vieillot, 1817)
Tachycineta albiventer (Boddaert, 1783)
Tachycineta leucorrhoa (Vieillot, 1817)
Hirundo rustica Linnaeus, 1758
Progne chalybea (Gmelin, 1789)
Pygochelidon cyanoleuca (Vieillot, 1817)
Stelgidopteryx ruficollis (Vieillot, 1817)
Progne tapera (Vieillot, 1817)
Cyanocorax chrysops (Vieillot, 1818)
caminheiro-zumbidor
sabiá-do-campo
sabiá-barranco
sabiá-laranjeira
sabiá-poca
balança-rabo-de-máscara
japacanim
corruíra
garrinchão-de-barrigavermelha
andorinha-pequena-de-casa
andorinha-serradora
andorinha-do-campo
andorinha-domésticagrande
andorinha-do-rio
andorinha-de-sobre-branco
andorinha-de-bando
andorinha-de-dorsoacanelado
gralha-picaça
pitiguari
juruviara
noivinha-branca
Xolmis velatus (Lichtenstein, 1823)
Cyclarhis gujanensis (Gmelin, 1789)
Vireo chivi (Vieillot, 1817)
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
X
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
0.068
0.005
0.216
0.005
0.014
0.108
24
43
97
14
14
86
78
97
0.221
0.054
65
8
0.018
0.014
22
0.027
41
16
16
51
76
65
22
81
5
35
FO (%)
0.063
0.032
0.036
0.032
0.207
0.005
I.P.A.
INS-PS
ONI-S
ONI-B
ONI-B
ONI-B
INS-NM
ONI-Br
ONI-sb
ONI-B
INS-A
INS-A
INS-A
INS-A
INS-A
INS-A
INS-A
INS-A
ONI-D
INS-D
ONI-D
INS-PS
G.T.
1
1
2
1
2
2
1
3
1
1
MA
MA
MA
MS
MA
MA
MS
1
1
1
MA
MA
MA
MA
MA
Migração
MA
106
Ameaça
1
1
1
1
2
2
3
1
Habitat
Thraupidae
Icteridae
Parulidae
Passerellidae
Ordem / Família
graúna
garibaldi
vira-bosta-picumã
vira-bosta
Gnorimopsar chopi (Vieillot, 1819)
Chrysomus ruficapillus (Vieillot, 1819)
Molothrus rufoaxillaris Cassin, 1866
Molothrus bonariensis (Gmelin, 1789)
pipira-vermelha
tico-tico-rei
pipira-da-taoca
sanhaçu-cinzento
sanhaçu-do-coqueiro
saíra-amarela
sanhaçu-de-coleira
saí-andorinha
saí-azul
saíra-de-papo-preto
figuinha-de-rabo-castanho
Lanio penicillatus (Spix, 1825)
Tangara sayaca (Linnaeus, 1766)
Tangara palmarum (Wied, 1823)
Tangara cayana (Linnaeus, 1766)
Schistochlamys melanopis (Latham, 1790)
Tersina viridis (Illiger, 1811)
Dacnis cayana (Linnaeus, 1766)
Hemithraupis guira (Linnaeus, 1766)
Conirostrum speciosum (Temminck, 1824)
saí-canário
Coereba flaveola (Linnaeus, 1758)
Saltator similis d'Orbigny & Lafresnaye, 1837
Nemosia pileata (Boddaert, 1783)
Thlypopsis sordida (d'Orbigny & Lafresnaye,
1837)
Ramphocelus carbo (Pallas, 1764)
Lanio cucullatus (Statius Muller, 1776)
cambacica
trinca-ferro-verdadeiro
saíra-de-chapéu-preto
encontro
corrupião
mariquita
pia-cobra
pula-pula
canário-do-mato
tico-tico
tico-tico-do-campo
Nome Popular
Icterus pyrrhopterus (Vieillot, 1819)
Icterus jamacaii (Gmelin, 1788)
Setophaga pitiayumi (Vieillot, 1817)
Geothlypis aequinoctialis (Gmelin, 1789)
Basileuterus culicivorus (Deppe, 1830)
Myiothlypis flaveola Baird, 1865
Zonotrichia capensis (Statius Muller, 1776)
Ammodramus humeralis (Bosc, 1792)
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
X
1
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
4
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
0.009
0.005
0.005
0.032
0.014
0.005
0.009
0.059
0.032
0.104
0.005
0.036
0.032
59
0.032
0.014
19
22
3
22
3
86
30
35
46
16
46
3
65
8
65
11
3
54
78
14
3
14
32
38
22
46
FO (%)
0.063
0.005
0.009
0.054
0.104
0.018
0.068
I.P.A.
ONI-D
ONI-D
ONI-D
INS-D
ONI-D
FRU-D
FRU-D
FRU-D
INS-NM
INS-B
INS-B
ONI-B
NEC
ONI-B
INS-D
ONI-Br
ONI-B
ONI-B
ONI-B
INS-B
INS-B
INS-D
INS-Br
INS-F
INS-PS
GRA
GRA
G.T.
2
2
3
2
2
1
1
3
2
3
3
2
2
2
3
2
2
1
1
1
1
3
1
3
3
1
1
Habitat
107
4
EN
4
EN
4
QA
Ameaça
MA
MA
MA
Migração
Passeridae
Fringillidae
Ordem / Família
coleiro-do-brejo
bigodinho
baiano
coleirinho
chorão
curió
Sporophila collaris (Boddaert, 1783)
Sporophila lineola (Linnaeus, 1758)
Sporophila nigricollis (Vieillot, 1823)
Sporophila caerulescens (Vieillot, 1823)
Sporophila leucoptera (Vieillot, 1817)
Sporophila angolensis (Linnaeus, 1766)
Passer domesticus (Linnaeus, 1758)
Total
pardal
fim-fim
canário-da-terra-verdadeiro
tiziu
Sicalis flaveola (Linnaeus, 1766)
Volatinia jacarina (Linnaeus, 1766)
Euphonia chlorotica (Linnaeus, 1766)
Nome Popular
Espécie
X
X
X
X
X
X
X
2
X
X
X
X
X
X
X
Área
3
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
5
X
X
X
X
X
X
4
X
X
182 152 136 136 136
X
X
X
X
X
1
X
X
0.005
0.135
0.005
0.050
0.014
0.095
I.P.A.
41
95
8
22
27
57
16
11
68
86
FO (%)
ONI-B
ONI-D
GRA
GRA
GRA
GRA
GRA
GRA
GRA
GRA
G.T.
1
2
1
1
1
1
1
1
1
1
Habitat
3
4
108
CR VU
4
VU
Ameaça
MA
MA
MA
Migração