Primatas das Serras das Lontras e Javi

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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE SANTA CRUZ - UESC

Programa de Pós-Graduação em Zoologia

LETICIA DE LIMA BASTOS MOREIRA

PRIMATAS DAS SERRAS DAS LONTRAS E JAVI: ESTADO DAS POPULAÇÕES E SEU PAPEL NA CONSERVAÇÃO REGIONAL DA COMUNIDADE DE PRIMATAS NO SUL DA

BAHIA

ILHÉUS - BA 2009

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PRIMATAS DAS SERRAS DAS LONTRAS E JAVI: ESTADO DAS POPULAÇÕES E SEU PAPEL NA CONSERVAÇÃO REGIONAL DA COMUNIDADE DE PRIMATAS NO SUL DA

BAHIA

Dissertação apresentada para a obtenção do título de Mestre em Zoologia, à Universidade Estadual de Santa Cruz. Área de Concentração: Zoologia Aplicada

Orientador: Drª. Maria Cecília Kierulff

Co-Orientador: Prof. Martín R. Alvarez

ILHÉUS – BA 2009

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PRIMATAS DAS SERRAS DAS LONTRAS E JAVI: ESTADO DAS POPULAÇÕES

E SEU PAPEL NA CONSERVAÇÃO REGIONAL DA COMUNIDADE DE PRIMATAS NO SUL DA BAHIA

Ilhéus, Bahia – 31 de março de 2009

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“I celebrate myself, and sing myself, And what I assume you shall assume,

For every atom belonging to me as good belongs to you.”

Walt Whitman (1819-1892)

Em memória de Lourdes Bastos Moreira (vó Lourdes),

Pedro Davison

e Levi Fiuza,

desmaterializados enquanto este trabalho se materializava.

“As pessoas não morrem, elas ficam encantadas.” João Guimarães Rosa

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AGRADECIMENTOS

Dedico este trabalho a todos os que acreditam em transformar o mundo, para melhor.

E a todas as florestas, com seus macacos e joaninhas.

Agradeço primeiro e, acima de tudo, à minha família de luz, há muito conectada a minha

existência. Meu pai, Márcio, por seu meu exemplo, orientador de vida, meu porto seguro. Minha mãe, Elizabeth, por ser minha maior amiga, meu berço de luz, minha flor de ipê amarelo, minha alma-mãe. Meu irmão, Marcelo, cabecinha de lua, meu protetor, meu amigo, parceiro de signo, de tapas e beijos. Meus avós, que a tudo antecedem. A vocês devo meu caráter, minha determinação, minha vontade de seguir caminhando sob o sol e a lua. Obrigada por acreditarem em mim, sempre.

Agradeço à minha família Davison, por ser parte inseparável de mim. Agradeço por toda

a força que vocês são, pelo exemplo de família e de respeito, pela coragem de enfrentar o incompreensível e, diante dele, se reinventarem. Vocês são parte integrante deste trabalho. E, especialmente, agradeço ao Pedro, por cumprir sua promessa de estar comigo para sempre, todos os dias.

Agradeço ao Rafael pelos momentos de alegria, inspiração e expiração nos últimos e

mais difíceis passos dessa dissertação. Agradeço a minha família de Olivença, prova de que “não precisa ter conta sanguínea, é

preciso apenas um pouco mais de sintonia”. Mari, Ursinha e Lari, por serem minhas irmãs da alma e da matéria, pelos cuidados, pelos abraços apertados (não importa a distância), por compartilharem comigo o amor à natureza e as aventuras do “com-viver”. Sou muito grata a vocês, parceiras de vida, companheiras inseparáveis, rosas únicas em milhões em milhões de estrelas. Grata pelas gargalhadas, viagens, músicas, descobertas, praias, ondas, cervejas geladas (e quentes), pelas roupas lavadas à mão, pela geladeira cheia, pelas mãos dadas, pelas lágrimas compartilhadas, pelos sonhos construídos completamente em conjunto. Aos demais amigos de Oli, membros honorários da Família Sintonia, Paulinha, Bebeti e Harildon, Katrin e Daniel, Dora e João, Marini, Magrão, Vinícius, Sacaninha, Maria e os agregados Lucas da Paz, Sabonete, Viví e Luiz, pela parceria e diversão garantida ao longo desses dois anos.

Agradeço às amigas e irmãs que tiveram coragem suficiente para vir me visitar e mais

coragem ainda para ir embora! Queridas Rafinha, Carol e Dani, obrigada pelo carinho, pela conexão e por toda a força que vocês me trazem. “Não existe distância que nos separe”.

Agradeço aos amigos e colegas do IESB que me acolheram, me respeitaram, me

ensinaram e caminharam junto comigo: Lílian, Camila, Priscila, Adriana, Leo Neves, Leo Oliveira, Carlos, Rebecca, Shirú (André), Gustavo, Michaelle, Nayara, Ana Cláudia, Ana

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Roberta, D’ajuda... e aos coligados Cassiano Gatto e Fábio Falcão. Obrigada a cada um de vocês que tornaram tudo muito mais fácil, mesmo sem perceber. Agradeço ao meu querido Gabriel Santos, que me estendeu a mão no momento mais crítico e me abriu caminhos na Bahia. A você eu agradeço pela confiança em meu trabalho, pelos puxões de orelha, pelos conselhos e pelo enorme presente chamado Serra das Lontras e Javi. Agradeço também ao assistente de campo Rubens, sem o qual este trabalho teria sido inviável. Agradeço ao pessoal do SIG, Alessandro e Dayse, pela enorme ajuda com os mapas. Agradeço a todos os amigos e amigas da UESC, em especial a Juliana Laufer, Carolzinha, Carlinha,Tati e Ju (Goiás), que compartilharam comigo as angústias e delícias do mestrado em Zoologia... agradeço aos professores, que contribuíram para o passo-a-passo nessa loooonga jornada; e pela ajuda com a parte de SIG, devo dizer, valeu Gil!!! Agradeço aos meus orientadores, Cecília Kierulff e Martín Alvarez, por todo o auxílio, pelos conhecimentos transmitidos, pelas inúmeras correções, pela parceria e pelo respeito. Agradeço ao Dr. Kevin Flesher, que se tornou grande amigo, pela orientação científica e pessoal, pela prontidão, pelas idéias, pelas correções ao logo de todo o processo, pelos questionamentos, por me abrir as portas da Michelin. Agradeço ao Dr. Alexandre Schiavetti pelas excelentes críticas durante o exame de Qualificação. Agradeço a Dra Romari Martinez pelas contribuições desde a revisão do primeiro relatório até o formato final do trabalho. Também por sua participação na banca de Defesa. Agradeço ao Dr. Laury Cullen, pela abertura e disposição em participar da banca de Defesa, engrandecendo o trabalho. Agradeço às famílias de Lontras que me receberam em suas casas como a uma filha, sem as quais tudo seria muito mais difícil: Família Unida – em especial Seu Macário, Zé Roberto, Junior e Léo; Dona Airã e Seu Atanásio; e Família de seu Zezito, Dona Conceição e crianças. A essas pessoas agradeço pelas lições de humildade e de coragem diante da vida. Agradeço à PETROBRAS e à CAPES, instituições que viabilizaram o trabalho financeiramente. Agradeço aos meus eternos mestres: Cláudio Pádua, pelo carinho, pela confiança, pelos ensinamentos e pelas chaves de ouro que sempre me abrem as melhores portas; e Henyo Barreto, pela conexão sincera e direcionamentos, desde a graduação até o presente. Finalmente, agradeço a mim, pela coragem de começar de novo e seguir em frente, sempre.

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SUMÁRIO

LISTA DE FIGURAS.........................................................................................................................9

LISTA DE TABELAS......................................................................................................................11

RESUMO...........................................................................................................................................12

ABSTRACT......................................................................................................................................13

1 - INTRODUÇÃO GERAL............................................................................................................14

2 - REVISÃO DE LITERATURA..................................................................................................16

2.1 A Mata Atlântica ...................................................................................................................16

2.2 A Mata Atlântica do sul da Bahia .......................................................................................18

2.3 Primatas da Mata Atlântica..................................................................................................19

2.4 Primatas do sul da Bahia.......................................................................................................21

2.4.1 Caracterização dos primatas entre os rios Jequiriçá e Jequitinhonha....................25

2.5 Amostragens de distâncias para estimativas populacionais de primatas.........................31

3 - OBJETIVOS................................................................................................................................36

3.1 Objetivo Geral..................................................................................................................... 36

3.2 Objetivos específicos.......... ................................................................................................ 36

4- MÉTODOS ................................................................................................................................ 37

4.1 Áreas de estudo e Coleta de dados...................................................................................... 37

4.1.1 Serras das Lontras e Javi...................................... .................................................... 37

4.1.2 Transecções Lineares.................................................................................................. 41

4.1.3 Reserva Biológica de Una (REBIO Una), Parque Estadual da Serra do Conduru e

entorno (PESC) e Reserva Ecológica Michelin........................................................................ 51

4.2 Análise dos dados ................................................................................................................. 57

4.2.1 Programa Distance 5.0 ............................................................................................... 57

4.2.2 Análise combinada de diferentes censos.................................................................... 58

4.2.3 Métodos alternativos .................................................................................................. 59

4.2.3.1 Distâncias Média, Máxima e de Queda...............................................................59

4.2.3.2 Abundância Relativa.............................................................................................60

4.2.4. Análise comparativa das estimativas de densidade...................................................60

5 – RESULTADOS E ANÁLISES..................................................................................................61

5.1 Serras das Lontras e Javi .....................................................................................................61

5.1.1 Esforço amostral..........................................................................................................61

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5.1.2 Tipos de habitats amostrados nos transectos............................................................61

5.1.3 Avistamentos de primatas...........................................................................................64

5.2 REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin............................................................66

5.2.1 Esforço amostral..........................................................................................................66

5.2.2 Avistamentos de primatas..........................................................................................66

5.3 Resultados e análises comparadas entre as Serras das Lontras e Javi, REBIO Una,

PESC e Reserva Ecológica Michelin....................................................................................70

5.3.1 Estimativas de Abundância Relativa.........................................................................70

5.3.2 Estimativas de Densidade...........................................................................................72

5.3.2.a Programa Distance 5.0......................................................................................77

5.3.2.b Comparação entre os métodos para estimar densidades...............................82

6- DISCUSSÃO.................................................................................................................................84

6.1 Avistamentos de primatas nas Serras das Lontras e Javi..................................................84

6.2 Abundâncias Relativas...........................................................................................................86

6.3 Estimativas de densidade.......................................................................................................89

6.3.1 Comparação entre métodos.......................................................................... ..............89

6.3.2 Comparação de densidades entre áreas e com outros estudos no sul da Bahia.....91

6.3.3 Comparação das densidades para o sul da Bahia com outras áreas de Mata

Atlântica............................................................................................................................................99

6.4 Considerações para a conservação das Serras das Lontras e Javi.................................102

7 - CONCLUSÕES ........................................................................................................................106

8 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ...................................................................................107

ANEXO I - Riqueza de Espécies – Serras das Lontras e Javi................................................... 122

ANEXO II - Comparação entre abundâncias relativas e densidades estimadas pelo Programa

Distance 5.0......................................................................................................................................124

ANEXO III - Fragmentos Florestais das Serras das Lontras e Javi ........................................126

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LISTA DE FIGURAS

Figura 1. Representação da região geográfica entre os Rios Jequiriçá e Jequitinhonha.............26 Figura 2. Localização geográfica das Serras das Lontras e Javi (LONTRAS), em relação à posição de três unidades de conservação do sul da Bahia: Reserva Biológica de Una (REBIO), Parque Estadual do Conduru (PESC) e Reserva Ecológica Michelin (MICHELIN). Escala 1:250.000 PROBIO.....................................................................................................................38 Figura 3. Floresta Montana na Serra do Javi. Agosto de 2007. Fotos: Leticia Bastos................39 Figura 4. Proposta de criação do Parque Nacional Serra das Lontras, MMA (Fonte: www.mma.gov.br).......................................................................................................................41 Figura 5. Metodologia dos transectos lineares, com uma única linha, posicionada aleatoriamente, de extensão L. Seis objetos (n = 6) são detectados a distâncias x1, x2,..., x6. Os objetos são denotados por uma linha mostrando a distância perpendicular medida. Em aplicações práticas, muitos transectos devem ser usados para amostrar populações. (Fonte: BUCKLAND et al., 1993, Capítulo 1)........................................................................................42 Figura 6. A área µ abaixo da função de detecção g(x), quando expressa como uma proporção da área w do retângulo, corresponde à probabilidade de detectar um objeto na área amostrada (Pa). O parâmetro µ também representa a largura efetiva da faixa amostrada e assume valores de 0 a w. (Fonte: THOMAS et al., 2002)...............................................................................................43 Figura 7. A Função Probabilidade de Detecção, f(x), plotada em histograma de freqüências de distâncias perpendiculares (numa escala em que a área total das barras do histrograma é 1). A área sob a curva também é a unidade por definição. Como as duas áreas listradas são idênticas, a área do retângulo µf(0) também é a unidade. Assim, µ = 1 / f(0). (Fonte: THOMAS et al., 2002)...........................................................................................................................................44 Figura 8. Mapa de localização dos transectos nas Serras das Lontras e Javi, mostrando a classificação da vegetação (escala de 1:250.000 - PROBIO) e os limites do Parque Nacional proposto pelo MMA. O transecto a oeste foi chamado de Bem-te-vi. Os transectos centrais são Lontras 1 (acima) e 2. Os transectos a leste são Catarina (abaixo) e Zé Oduque (acima).........................................................................................................................................46 Figura 9. Marcação dos transectos lineares (esquerda) e cordas de segurança (direita) colocadas para garantir a qualidade da coleta de dados (Fotos: Letícia Bastos).........................................48 Figura 10. Visibilidade reduzida em momentos de chuvas intensas na região das Serras das Lontras e Javi (Fotos: Letícia Bastos).........................................................................................50 Figura 11. Localização das três áreas amostradas em estudo prévio realizado pelo IESB. (1) Reserva Biológica de Una; (2) PESC; (3) Reserva Ecológica Michelin.....................................51 Figura 12. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior na REBIO Una, mostrando a classificação da vegetação (escala 1: 250.000 – PROBIO)....................................53

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Figura 13. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior no PESC mostrando a classificação da vegetação (escala 1: 250.000 – PROBIO)....................................54 Figura 14. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior na Reserva Ecológica Michelin mostrando a classificação da vegetação (escala 1: 250.000 – PROBIO). Provável presença de nuvens prejudica a classificação da vegetação na área............................55 Figura 15. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior na Reserva Ecológica Michelin mostrando a classificação da vegetação (Landsat, 1996). Nota-se que os transectos estão sobre os fragmentos melhor conservados da propriedade, que provavelmente não foram alterados nos últimos anos.........................................................................................56 Figura 16. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares de avistamento de Cebus xanthosternos (n = 16) e Callithrix kuhlii (n = 15) nas Serras das Lontras e Javi......................66 Figura 17. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Cebus xanthosternos na REBIO Una (n=15), Michelin (n=21) e PESC (n=8)..........................68 Figura 18. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Callicebus melanochir na Reserva Ecológica Michelin (n=16)..................................................68 Figura 19. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Callithrix kuhlii (REBIO Una, n=5; PESC, n=13) e Callithrix sp. (Michelin, n=16)..............69 Figura 20. Histograma de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Leontopithecus chrysomelas na REBIO Una (n=14)..................................................................69 Figura 21. Histogramas de freqüência de distâncias perpendiculares combinadas entre as quatro áreas de estudo para Cebus xanthosternos (n=60) e Callithrix spp (n=49)................................74

Figura 22. Histogramas de freqüência de distâncias perpendiculares combinadas entre diferentes áreas de estudo para Callicebus melanochir (n=22) e Leontopithecus chrysomelas (n=17)..........................................................................................................................................74

Figura 23. Função de detecção de Cebus xanthosternos gerada no programa Distance 5.0, modelo Uniform. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin.....................................................................................................80 Figura 24. Função de detecção de Callithrix sp gerada no programa Distance 5.0, modelo Negative-Exponential. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin...........................................................................................80 Figura 25. Função de detecção de Callicebus melanochir gerada no programa Distance 5.0, modelo Uniform. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi, REBIO Una e Reserva Ecológica Michelin........................................................................................................81 Figura 26. Função de detecção de Leontopithecus chrysomelas gerada no programa Distance 5.0, modelo Half-normal. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi e REBIO Una...............................................................................................................................................81

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LISTA DE TABELAS Tabela 1. Esforço amostral por transecto nas Serras das Lontras e Javi.....................................61 Tabela 2. Avistamentos de primatas nas Serras das Lontras e Javi, número de grupos avistados (n) e tipos florestais ocupados.....................................................................................................63 Tabela 3. Avistamentos de primatas nas Serras das Lontras e Javi, número de grupos avistados (n) e tipos florestais ocupados.....................................................................................................64 Tabela 4. Riqueza de espécies de primatas e número de grupos avistados na REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin.....................................................................................................67 Tabela 5. Esforço amostral (km), número de avistamentos (n) e abundância relativa (n/10 km) das espécies de primatas encontradas em censos nas Serras das Lontras e Javi, na REBIO Una, no PESC e na Reserva Ecológica Michelin................................................................................71 Tabela 6. Esforço amostral (km), número total de registros (n) e abundância relativa (n/10 km) das espécies de primatas encontradas em censos nas Serras das Lontras e Javi, na REBIO Una, no PESC e na Reserva Ecológica Michelin.................................................................................72 Tabela 7. Distâncias Perpendiculares (DP) Média, Máxima e Distância de Queda (DQ), em metros, e respectivas estimativas de densidade (grupos/km²) dos primatas considerando as áreas de estudo separadamente e combinadas (Total)..........................................................................75 Tabela 8. Teste de modelos das funções de detecção e respectivas estimativas da largura amostrada (ESW), Delta AIC, AIC, p-valores para o teste de Goodness-of-fit de Qui-quadrado (Chi-p), Densidade de grupos/km² (DS), limite de confiança inferior da densidade (DS LCL), limite de confiança superior da densidade (DS UCL) e coeficiente de variação da estimativa de densidade (DV) para Cebus xantosternos, Callithrix sp., Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas. ......................................................................................................78 Tabela 9. Comparação entre estimativas de densidade (DS) geradas para Cebus xanthosternos, Callithrix sp., Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas, pelos métodos da distância média, distância máxima, distância de queda (DQ) e pelo programa Distance 5.0................................................................................................................................................83 Tabela 10. Resumo das abundâncias relativas de Cebus xanthosternos, Callicebus melanochir e Callithrix sp. encontradas por FLESHER (2006) na Reserva Ecológica Michelin (REM) e outros fragmentos florestais da região de Ituberá (BA) através de censos diurnos.........................................................................................................................................88 Tabela 11. Comparação entre estimativas de densidade reportadas na literatura e geradas no presente estudo pelo Programa Distance 5.0 para Cebus xanthosternos, Callithrix kuhlii, Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas no sul da Bahia.....................................92 Tabela 12. Comparação das densidades encontradas para os primatas do sul da Bahia com outros estudos na Mata Atlântica...............................................................................................101

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PRIMATAS DAS SERRAS DAS LONTRAS E JAVI: ESTADO DAS POPULAÇÕES E SEU PAPEL NA CONSERVAÇÃO REGIONAL DA COMUNIDADE DE

PRIMATAS NO SUL DA BAHIA

RESUMO

O sul da Bahia é uma das poucas áreas em que, originalmente, os seis gêneros de primatas da Mata Atlântica ocorriam em simpatria. Nas últimas décadas, o estado de conservação das espécies de primatas na região tem sido investigado principalmente através de levantamentos de suas localidades de ocorrência e de estudos de comportamento restritos geograficamente. Enquanto informações ecológicas e biogeográficas estão disponíveis, estimativas sobre os números populacionais desses primatas são escassas. Conhecer a abundância das diversas populações é imprescindível para compreender o estado de conservação local e regional das diferentes espécies e vislumbrar suas possibilidades de sobrevivência nos remanescentes florestais. A região conhecida como Serra das Lontras e Javi compreende alguns dos fragmentos florestais em melhor estado de conservação do sul da Bahia e, mesmo sendo considerada uma área de elevada prioridade para a conservação, não havia sido investigada quanto às populações de primatas residentes. O presente estudo utilizou a metodologia de transecções lineares, seguindo o protocolo para utilização do programa Distance (BUCKLAND et al., 1993), para estimar as abundâncias dos primatas das Serras das Lontras e Javi. Um total de 223,3 km foram percorridos, totalizando 37 grupos de primatas avistados, de quatro espécies: Cebus xanthosternos, Callithrix kuhlii, Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas. Com o intuito de compreender melhor a situação dos primatas no sul da Bahia, os resultados das Serras foram comparados às estimativas obtidas através da mesma metodologia em outros três grandes blocos florestais: a Reserva Biológica de Una, o Parque Estadual do Conduru e entorno e a Reserva Ecológica Michelin. A abundância dos primatas, representada pelas densidades estimadas em grupos/km², apresentou variações entre espécies e entre áreas de estudo. As espécies de Callithrix parecem ser as mais abundantes do sul da Bahia e apresentaram densidades mais semelhantes entre as quatro áreas. As espécies ameaçadas Leontopithecus chrysomelas e Cebus xanthosternos tiveram densidades médias semelhantes para o sul da Bahia, mas suas densidades variaram consideravelmente entre as áreas de estudo. Callicebus melanochir foi a espécie encontrada com menor densidade média, principalmente em função das baixas densidades estimadas para as Serras das Lontras e Javi e a REBIO Una. A maior densidade de Callithrix kuhlii e a segunda maior densidade de Cebus xanthosternos foram registradas para as Serras das Lontras e Javi, que também parecem suportar mais grupos de Callicebus melanochir do que a REBIO Una. Leontopithecus chrysomelas foi a espécie encontrada em menores densidades nas Serras. Do ponto de vista regional, os resultados do presente estudo sugerem que a conservação dos primatas do sul da Bahia compreende, necessariamente, a conservação das populações de primatas das Serras das Lontras e Javi e que a proteção dessa área torna-se urgente quando consideradas a singularidade ecológica de suas florestas e o grau de ameaça a que estão submetidas. Palavras-chave: Primatas, Abundância, Densidades, Serras das Lontras e Javi, Sul da Bahia.

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PRIMATES OF SERRA DAS LONTRAS AND JAVI: POPULATION STATUS AND THEIR ROLE ON REGIONAL CONSERVATION OF THE PRIMATE

COMMUNITY IN SOUTHERN BAHIA

ABSTRACT

Southern Bahia is one of the few areas where, originally, the six primate genera of Atlantic Forest occurred in simpatry. In the last decades, conservation status of primate species in the region was investigated specially through geographically restricted distribution and behavior studies. While ecological and biogeographic information is available, estimates of population numbers of these primates are scarce. In order to understand local and regional conservation status of primate species and elucidate their survival possibilities in forest remains, it is essential to know their population abundances. The region known as Serra das Lontras and Javi supports some of the most conserved fragments of Southern Bahia and although it has been considered of high priority for biological conservation, its primate populations had not been studied. The present study used line transect methodology, following the protocol for utilizing Distance Program 5.0 (BUCKLAND et al., 1993), to estimate primate abundances of Serra das Lontras and Javi. A total of 223,3 km were walked, totalizing 37 primate sightings, of four species: Cebus xanthosternos, Callithrix kuhlii, Callicebus melanochir and Leontopithecus chrysomelas. Results were compared with estimates obtained using the same methodology in three conservation units of Southern Bahia: Una Biological Reserve, Serra do Conduru State Park and Michelin’s Ecological Reserve. Primate abundances, represented as densities estimated in groups/ km², varied both between species and study areas. Callithrix species were found to be the most abundant in Southern Bahia and presented similar densities in all areas. Endangered species Leontopithecus chrysomelas and Cebus xanthosternos presented similar medium densities in Southern Bahia, but had considerable variations between study areas. Callicebus melanochir had the lowest abundances in Southern Bahia region, specially because of the low estimates for Serra das Lontras and Javi and Una Biological Reserve. The highest density estimate for Callithrix kuhlii and the second highest density estimate for Cebus xanthosternos were found in Serra das Lontras and Javi, which also seems to support more groups of Callicebus melanochir than Una Biological Reserve. The lowest densities found in Serra das Lontras and Javi are for Leontopithecus chrysomelas. From a regional perspective, the present results suggests that primate conservation in Southern Bahia requires conservation of primate populations of Serra das Lontras and Javi and that protection of this area becomes urgent when considering its ecological singularity and threats to which it is submitted today.

Key-words: Primates, Abundances, Densities, Serra das Lontras and Javi, Southern Bahia.

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1. INTRODUÇÃO GERAL

A Mata Atlântica brasileira estendia-se originalmente do Rio Grande do Norte ao

Rio Grande do Sul, ocupando uma área de aproximadamente 1.300.000 km² (FONSECA et

al., 1999). A grande extensão latitudinal do bioma lhe confere notável heterogeneidade

(GALINDO-LEAL e CÂMARA, 2005), assim como a variação longitudinal, que ajuda a

criar uma diversidade de paisagens, com florestas de interior significativamente diferentes

daquelas próximas ao litoral (THOMAS et al., 1998). Após mais de quinhentos anos de

exploração, a Mata Atlântica é hoje classificada como um dos ecossistemas mais

seriamente ameaçados do mundo (MITTERMEIER, 1986; OLIVER e SANTOS, 1991;

MMA, 2000; GALINDO-LEAL e CÂMARA, 2005) e considerada prioritária para a

conservação da biodiversidade do planeta (MYERS et al., 2000).

Inserida no Domínio da Mata Atlântica e representando uma área prioritária e

estratégica para a conservação da biodiversidade do bioma (TIMMERS et al., 2002), a

região sul do estado da Bahia destaca-se por apresentar os maiores remanescentes florestais

do nordeste brasileiro (MORI et al., 1983; JOHNS, 1999), alta riqueza biológica, elevado

grau de endemismo (KINZEY,1982; MOURA, 2003) e intensa pressão antrópica sobre os

fragmentos florestais remanescentes (JARDIM, 2003). A cobertura florestal no sul da

Bahia encontra-se atualmente permeada por uma matriz de pastagens e uma variedade de

plantios, incluindo cacau, seringa, pupunha, dendê, bananas e café (MORI et al., 1983;

FLESHER, 2006; SAATCHI et al., 2001).

Considerada como um dos principais centros de endemismo e de riqueza de

primatas da Mata Atlântica (SANTOS et al., 1987), a região sul da Bahia é uma das poucas

áreas onde os seis gêneros de primatas do bioma ocorrem simpatricamente

(BIODIVERSITAS, 1993), representados por nove espécies: sagui-de-Wied (Callithrix

kuhlii), sagüi-do-tufo-preto (Callithrix penicillata), sagui-da-cara-branca (Callithrix

geoffroyi), guigó (Callicebus melanochir), macaco-prego-do-peito-amarelo (Cebus

xanthosternos), macaco-prego-de crista (Cebus robustus), mico-leão-da-cara-dourada

(Leontopithecus chrysomelas), bugio (Alouatta guariba) e muriqui-do-norte (Brachyteles

hypoxanthus) (RYLANDS et al., 1996). Devido a introduções recentes, existem também

populações de sagüi-do-nordeste (Callithrix jacchus) em algumas regiões ao sul do rio São

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Francisco (RYLANDS et al., 1996; COIMBRA-FILHO et al., 2006). Com exceção das

espécies de Callithrix, todas as outras estão incluídas no Livro Vermelho da Fauna

Brasileira Ameaçada de Extinção (MACHADO et al., 2008).

O estado de conservação das espécies de primatas na região sul da Bahia tem sido

investigado ao longo das últimas duas décadas, principalmente através de levantamentos

extensivos de suas localidades de ocorrência (AGUIRRE, 1971; SANTOS et al., 1987;

COIMBRA-FILHO et al., 1991; OLIVER e SANTOS 1991; RYLANDS et al. 1991;

PINTO 1994a,b; KIERULFF et al., 2005; NEVES, 2008), mas apesar das informações

ecológicas e biogeográficas disponíveis na literatura, estimativas populacionais dos

primatas da região são escassas e, em sua maioria, referentes apenas à região geográfica de

Una (RYLANDS, 1989; PINTO et al. 1993; DIETZ et al., 1994; PINTO, 1994a,b;

PAGLIA 2003). Para a conservação dessas populações é imprescindível gerar dados sobre

seus tamanhos e, quando possível, estimativas de densidades absolutas que tragam

informações sobre a possibilidade de sobrevivência das espécies nos remanescentes

florestais (GONZÁLES-SOLIS, 2001; PAGLIA, 2003; KIERULFF et al., 2005;

RYLANDS et al., 2008; BECK e CHAPMAN, 2008).

O presente estudo teve como objetivo estimar a abundância relativa e a densidade

populacional de espécies de primatas em quatro grandes fragmentos florestais do sul da

Bahia utilizando a metodologia de transecções lineares. O estudo foi concentrado na região

das Serras das Lontras e Javi, que apesar de apresentar alguns dos fragmentos florestais em

melhor estado de conservação da Mata Atlântica do sul da Bahia, ainda não havia sido

investigada quanto às populações de primatas residentes. Os resultados obtidos nas Serras

das Lontras e Javi foram comparados a dados não publicados de outros três grandes

fragmentos florestais no sul da Bahia (Reserva Biológica de Una – REBIO Una, Parque

Estadual do Conduru e entorno – PESC e Reserva Ecológica Michelin).

16

2. REVISÃO DE LITERATURA 2.1 A Mata Atlântica

A Mata Atlântica brasileira estendia-se originalmente do Rio Grande do Norte ao

Rio Grande do Sul, ocupando uma área de aproximadamente 1.300.000 km² (FONSECA et

al., 1999). Estima-se que apenas 8% da cobertura florestal original da Mata Atlântica

persistam (SOS Mata Atlântica e INPE, 2009) após uma história de intensa devastação que

teve início com a chegada dos colonizadores portugueses ao Brasil no século dezesseis

(DEAN, 1996). A longa história de destruição transformou a Mata Atlântica em um dos

ecossistemas mais devastados e mais seriamente ameaçados do mundo (MITTERMEIER,

1986; OLIVER e SANTOS, 1991; MMA, 2000; GALINDO-LEAL e CÂMARA, 2005).

A grande extensão latitudinal confere à Mata Atlântica notável heterogeneidade: o

bioma estende-se por 27 graus de latitude, de 3° S a 30° S (GALINDO-LEAL e CÂMARA,

2005). A variação longitudinal também contribui para a elevada diversidade de habitats,

com florestas de interior significativamente diferentes daquelas próximas ao litoral

(THOMAS et al., 1998; RIZZINI, 1997 apud SILVA e CASTELETI, 2005). Outros fatores

geográficos como variações altitudinais, edáficas e topográficas resultam em um mosaico

de micro-habitats dentro de cada tipo florestal aparentemente uniforme (THOMAS et al.,

1998; GALINDO-LEAL e CÂMARA, 2005; TABARELLI et al., 2005).

O mosaico florestal resultante dessas variações ambientais constitui o “Domínio da

Mata Atlântica”, reconhecido legalmente em 1992 pelo Conselho Nacional do Meio

Ambiente (CONAMA), e inclui as Florestas Ombrófilas (pluviais) Densas e Abertas

(abrangendo as matas pluviais montanas, submontanas, de baixada e “tabuleiros” –

florestas costeiras em terras baixas e solos arenosos), as Florestas Ombrófilas Mistas

(correspondentes às matas sulinas com predominância de araucárias e lauráceas) e as

Florestas Estacionais e Semidecíduas (que abrangem as matas subtropicais dos estados do

Sul e as matas semidecíduas do Nordeste), bem como os ecossistemas associados

(incluindo manguezais, restingas, campos de altitude, enclaves de campos e cerrados e as

matas montanas da região Nordeste) e as áreas de transição ecológica entre as formações

florestais (CÂMARA, 2005).

17

Atualmente, a Mata Atlântica encontra-se isolada dos outros grandes blocos

florestais sul-americanos, a Floresta Amazônica e as Florestas Andinas, através de três

biomas dominados por vegetações abertas: a Caatinga, o Cerrado e o Chaco. Mas a história

evolutiva do bioma é marcada por períodos de contato com biotas de outras formações

florestais (SILVA e CASTELETI, 2005), o que resultou em uma composição de espécies

única (MYERS et al., 2000) formada por elementos muito antigos, diferenciados há pelo

menos 3 milhões de anos durante o Plioceno, mas também por elementos que colonizaram

a região mais recentemente, na transição Pleistoceno-Holoceno, entre 10 e 20 mil anos atrás

(SILVA e CASTELETI, 2005).

As estimativas da riqueza de espécies existentes na Mata Atlântica são variáveis, o

que se deve, em grande parte, às incertezas sobre taxonomia e distribuição e ao uso de

diferentes definições sobre os limites exatos do Domínio da Mata Atlântica (CÂMARA,

2005). O documento oficial “Áreas Prioritárias para a Conservação da Mata Atlântica e

Campos Sulinos”, contabiliza 20 mil espécies de plantas, 250 espécies de mamíferos, 1020

espécies de aves, 197 espécies de répteis e 340 espécies de anfíbios. Se forem considerados

em conjunto os mamíferos, aves, répteis e anfíbios, a Mata Atlântica abriga

aproximadamente 7% de todas as espécies conhecidas no mundo para esse grupo de

vertebrados (MYERS et al, 2000).

Considerando sua extensão, a Mata Atlântica representa o mais diverso dos biomas

brasileiros em termos de mastofauna. O grau de endemismo para o grupo, estimado em

32%, é excedido apenas pela Floresta Amazônica, a maior área florestal do país, com 59%

da mastofauna endêmica. A notável diversidade da Mata Atlântica, no entanto, não está

igualmente distribuída entre as diferentes ordens, sendo o alto nível de endemismo

referente, principalmente, a três delas - marsupiais, roedores e primatas - que juntas

perfazem 84 % de todas as espécies de mamíferos endêmicas ao bioma (COSTA e LEITE,

2000). Para grupos como os primatas, por exemplo, mais de dois terços das formas

presentes são endêmicas (MMA, 2000).

Atualmente essa riqueza encontra-se ameaçada, devido, principalmente, à expansão

de grandes centros urbanos, à exploração madeireira, à caça, ao desmatamento e à

substituição da cobertura florestal por agricultura (SILVA e TABARELLI, 2001). Em

razão do alto grau de endemismo e de fragmentação florestal, a Mata Atlântica contribui

18

com mais de 60% das espécies presentes na lista oficial da fauna brasileira ameaçada de

extinção (PAGLIA, 2005 apud PINTO et al., 2006). Esse quadro levou ao reconhecimento

internacional da Mata Atlântica como um hotspot de biodiversidade – área com excepcional

concentração de espécies endêmicas e submetida a altos níveis de destruição de habitat

(MYERS et al., 2000).

2.2 A Mata Atlântica do sul da Bahia

A região sul da Bahia é considerada uma área de destaque na Mata Atlântica: além

da elevada riqueza de espécies, representa um dos três mais importantes centros de

endemismo de todo o bioma (KINZEY, 1982; MORI et al., 1983) e detém um dos recordes

mundiais de diversidade de espécies lenhosas (THOMAS et al., 1998). Situa-se entre os

paralelos 13°05’ S - 18°05’ S e meridianos 38°50’ W - 41°33’ W, encontra-se delimitada

ao norte pelo rio Jequiriçá, ao sul pelo rio Mucuri, a leste pelo Oceano Atlântico e a oeste

pela rodovia BR-116, no planalto de Vitória da Conquista, e abrange cento e seis

municípios do Estado da Bahia (PRADO et al., 2003b).

Apesar de parecer uma formação vegetal homogênea, a Mata Atlântica do sul da

Bahia, apresenta tipos vegetacionais extremamente diferenciados, com florestas que se

tornam gradualmente mais secas à medida que avançam para o interior (MORI et al., 1983).

De fato, existe uma transição das matas de restinga do litoral, passando pelas florestas

úmidas (Ombrófilas) – florestas montanas e submontanas com solos argilosos e florestas de

tabuleiros em terras baixas de solos arenosos (RYLANDS et al., 1991-1992) – e pelas

florestas semidecíduas, até as florestas decíduas do interior (MORI et al., 1983). A

composição de cada tipo florestal varia dependendo da elevação, da pluviosidade, dos tipos

e da drenagem dos solos, resultando em um mosaico de diversos micro-habitats dentro da

floresta aparentemente uniforme (THOMAS et al., 1998).

O sul da Bahia vem sofrendo intenso desmatamento por, pelo menos, 500 anos,

desde a chegada dos colonizadores portugueses na região (MORI et al., 1983; JOHNS,

1999), resultando em uma cobertura florestal fragmentada e reduzida a, aproximadamente,

5 % de sua extensão original (THOMAS et al., 1998). No entanto, abriga os maiores

remanescentes de Mata Atlântica do Nordeste (JOHNS, 1999), em parte devido às

19

peculiaridades do plantio de cacau na região, tradicionalmente plantado sob a sombra de

árvores nativas, em um sistema agroflorestal denominado cabruca (MORI et al., 1983). É

possível que as cabrucas tenham contribuído para a conservação da fauna regional (FARIA

et al., 2006) até o presente, sendo utilizadas por espécies ameaçadas de extinção, como o

gravateiro-acrobata (Acrobatornis fonsecai) (PACHECO et al., 1996), o mico-leão-da-cara-

dourada (Leontopithecus chrysomelas) e o macaco-prego-do-peito-amarelo (Cebus

xanthosternos) (observação pessoal).

Em vista da relevância ecológica e das pressões antrópicas que incidem sobre o sul

da Bahia, a região é reconhecida como um hot-point dentro do hotspot Mata Atlântica

(MARTINI et al., 2007), havendo sido incluída pelo Governo Federal no Corredor Central

da Mata Atlântica, que engloba cerca de 80% das áreas de mais alta prioridade para a

conservação do bioma (FONSECA et al., 2003). No entanto, considerando a área total do

Corredor Central, a rede de unidades de conservação do estado da Bahia é geográfica e

ecologicamente mal distribuída (FONSECA et al., 2003; AGUIAR et al., 2005). A

abrangência das áreas protegidas é reduzida e sua distribuição, concentrada em áreas de

Floresta Ombrófila Densa, predominante nas porções litorâneas. Encontram-se

desprotegidos os fragmentos de Florestas Estacionais e Montanas localizados mais a oeste,

onde predominam as serras e maciços pré-litorâneos, (SILVEIRA et al., 2005; THOMAS et

al., 1998), sendo necessários maiores e urgentes esforços de conservação para a

preservação de áreas verdadeiramente representativas das florestas do sul da Bahia

(THOMAS et al., 1998; FONSECA et al., 2003; GALINDO-LEAL E CÂMARA, 2005;

PINTO et al., 2006; RBMA, 2006).

2.3 Primatas da Mata Atlântica

Dentre as vinte e quatro espécies de primatas que ocorrem na Mata Atlântica

brasileira, vinte são endêmicas ao bioma e quinze encontram-se ameaçadas de extinção

(COSTA et al., 2005), estando todas classificadas em seis gêneros: muriquis (Brachyteles),

micos-leões (Leontopithecus), sagüis (Callithrix), bugios (Alouatta), macacos-pregos

(Cebus) e guigós (Callicebus), os dois primeiros endêmicos ao bioma. A distribuição atual

20

desses primatas é influenciada pela ampla destruição de seus habitats naturais, bem como

pelas introduções de espécies fora de sua ocorrência original, especialmente Calitriquídeos

(RYLANDS et al., 1996).

O tamanho reduzido e o grau de isolamento dos fragmentos da Mata Atlântica são,

provavelmente, limitantes para que populações mínimas viáveis de primatas sejam

mantidas em longo prazo (CHIARELLO e MELLO 2001; PAGLIA, 2003; CHIARELLO,

2003). A redução do que antes era uma floresta contínua a fragmentos pequenos e isolados

pode resultar no confinamento de apenas alguns grupos de primatas em cada fragmento,

limitando o fluxo de indivíduos entre populações e levando à depressão endogâmica, além

de torná-las mais suscetíveis a eventos demográficos estocásticos (VALLADARES-

PADUA e CULLEN JR., 1994; PIRES et al., 2006; PAGLIA et al., 2006). A fragmentação

também facilita o acesso a caçadores, que freqüentemente buscam espécies de primatas de

médio a grande porte, podendo levá-las à extinção local (RAEZ-LUNA, 1995; PERES,

2000; PERES e DOLMAN, 2000). Por outro lado, a fragmentação pode simplificar a

composição dos predadores de topo de cadeia, ocasionando um aumento nas densidades

populacionais das espécies de presas (CHIARELLO, 2003). O aumento da caça promovido

pela fragmentação também pode levar a maiores densidades de algumas espécies de

primatas não caçadas por reduzir ou exterminar seus competidores potenciais (PERES e

DOLMAN, 2000).

Em suma, o processo de declínio ou alteração na dinâmica populacional de primatas

está intimamente relacionado às circunstâncias históricas e atuais do uso da terra (PINTO,

1994a). Grande parte das espécies de primatas sofre drásticas reduções populacionais

quando existe grande perturbação ambiental, como fragmentação, corte seletivo de

madeira, práticas agrícolas prejudiciais ou caça excessiva (JOHNS e SKORUPA, 1987). No

entanto, estudos têm demonstrado a grande flexibilidade ecológica e capacidade de

adaptação dos primatas que persistem nos fragmentos florestais remanescentes, sugerindo

que o mosaico de habitats heterogêneos resultante da perturbação pode até mesmo

aumentar a abundância das espécies remanescentes (STALLINGS e ROBINSON, 1991;

COWLISHAW e DUNBAR, 2000). Para compreender de que forma as diferentes ameaças

impactam as espécies de primatas no mosaico florestal atlântico é essencial obter

estimativas de abundância e densidade, bem como realizar subseqüentes monitoramentos

21

populacionais que permitam medir o sucesso de programas de conservação para essas

espécies (RYLANDS et al., 2008).

2.4 Primatas do sul da Bahia

No sul da Bahia, os seis gêneros de primatas da Mata Atlântica ocorrem

simpatricamente, representados por nove espécies: sagui-de-Wied (Callithrix kuhlii), sagüi-

do-tufo-preto (Callithrix penicillata), sagui-da-cara-branca (Callithrix geoffroyi), guigó

(Callicebus melanochir), macaco-prego-do-peito-amarelo (Cebus xanthosternos), macaco-

prego-de-crista (Cebus robustus), mico-leão-da-cara-dourada (Leontopithecus

chrysomelas), bugio (Alouatta guariba) e muriqui-do-norte (Brachyteles hypoxanthus)

(KINZEY, 1982; RYLANDS et al, 1996; MOURA, 2003). Devido a introduções recentes,

existem também populações de sagüi-do-nordeste (Callithrix jacchus) em algumas regiões

ao sul do rio São Francisco (RYLANDS et al., 1996; COIMBRA-FILHO et al., 2006).

O estado de conservação das espécies de primatas na região sul da Bahia tem sido

investigado ao longo das últimas duas décadas, principalmente através de levantamentos de

suas localidades de ocorrência (AGUIRRE, 1971; SANTOS et al., 1987; COIMBRA-

FILHO et al., 1991; OLIVER e SANTOS 1991; RYLANDS et al. 1991; PINTO 1994a,b;

KIERULFF et al., 2005; NEVES, 2008). Com exceção das espécies de Callithrix, todas as

outras estão incluídas no Livro Vermelho da Fauna Brasileira Ameaçada de Extinção

(MACHADO et al., 2008). O conhecimento acumulado sobre aspectos de ecologia e

comportamento varia entre as espécies e, em geral, é reduzido, mas representa um ponto de

partida para a compreensão de seu estado de conservação.

O sagui-de-Wied (Callithrix kuhlii) ocorre na região sul da Bahia e nordeste de

Minas Gerais, entre os rios Jequitinhonha e de Contas, mas ainda há controvérsias sobre o

limite norte original da espécie (RYLANDS, 1996; COIMBRA-FILHO et al., 2006;

NEVES, 2008; RABOY et al., 2008). A leste, encontra-se limitado pelo Oceano Atlântico

e, a oeste, por mudanças vegetacionais associadas ao aumento de altitude em decorrência

do Planalto de Vitória da Conquista (NEVES, 2008). OLIVER e SANTOS (1991)

afirmaram que o fenótipo de Callithrix kuhlii seria consistente da margem norte do baixo

Jequitinhonha até o norte do rio de Contas, possivelmente estendendo-se até Valença,

22

argumento utilizado também por COIMBRA-FILHO et al. (2006) para defender uma

possível extensão da distribuição da espécie ao longo da costa atlântica até o rio Paraguaçu

ou até mesmo ao rio São Francisco. Esses mesmos autores, no entanto, referem-se à

destruição histórica das florestas da região (COIMBRA-FILHO et al., 1991) e à mistura

com populações de C. penicillata e populações introduzidas de C. jacchus como fatores que

dificultam esclarecimentos sobre a questão.

NEVES (2008) encontrou variações de coloração nos grupos de Callithrix avistados

ao norte do rio de Contas, considerando-os como fenótipos intermediários entre C. kuhlii e

C. penicillata e sugerindo uma zona de hibridação. Caso tratem-se de híbridos, ainda resta

esclarecer se as populações de C. kuhlii teriam sido introduzidas na margem norte do rio ou

se as populações de C. penicillata estariam avançando para leste e invadindo a área de C.

kuhlii. É interessante considerar a observação do autor de que na maioria das vezes as

características de C. penicillata se sobressaíram (“face escura, pés e mãos de cinza a

castanho escuro e porção externa da coxa não apresentando o colorido conspícuo de C.

kuhlii”), o que representa uma contradição com as observações de hibridização em

cativeiro. De acordo com COIMBRA-FILHO et al. (2006), o castanho avermelhado intenso

de C. kuhlii é uma característica evidentemente dominante e transmitida para seus híbridos,

argumento usado, inclusive, para defender a validade da espécie. Não se pode, portanto,

descartar a possibilidade de que as diferenças fenotípicas observadas ao norte do rio de

Contas correspondam a uma variação natural dentro da espécie C. penicillata, considerando

que a distribuição se C. kuhlii seja, de fato, originalmente limitada pelo rio de Contas. A

espécie não foi incluída no Livro Vermelho da Fauna Brasileira Ameaçada de Extinção

(MACHADO et al., 2008).

Segundo RYLANDS et al. (1996), o sagui-de-tufo-preto (Callithrix penicillata)

possui a maior parte de sua distribuição correspondente ao Cerrado do Brasil central,

incluindo os estados do Tocantins, Goiás, Bahia, Minas Gerais e São Paulo, mas é provável

que suas populações se encontrem em expansão, inclusive substituindo outras espécies a

leste e ao sul de sua distribuição original. KINZEY (1982) delimita sua distribuição do rio

de Contas ao Recôncavo Baiano, estendendo-se para oeste através da caatinga baiana e o

cerrado central do Brasil, até as margens do rio Araguaia, e para o sul até o rio Grande, na

divisa entre Minas Gerais e São Paulo. Encontra-se classificada na lista vermelha da IUCN

23

como pouco preocupante (“least concern”, www.iucnredlist.org) e não é considerada uma

espécie ameaçada em nível nacional (MACHADO et al., 2008).

O sagui-de-cara-branca (Callithrix geoffroyi), ocorre do norte do rio Doce, no

Espírito Santo, até o vale do rio Jequitinhonha, na divisa entre Minas Gerais e Bahia

(RYLANDS et al., 1996; MELO, 2004). Seu limite oeste foi definido por Vivo (1991)

como a Serra do Espinhaço, em Minas Gerais, que marca a transição da Floresta Atlântica

para o Cerrado (RYLANDS et al., 1996). PASSAMANI e RYLANDS (2000) afirmam que

a intensa destruição florestal em sua área de ocorrência, bem como a perseguição que

sofrem pelo mercado ilegal de fauna, têm colocado suas populações sob forte ameaça, mas

a espécie é considerada pela IUCN como em situação pouco preocupante

(www.iucnredlist.org) e não consta no Livro Vermelho da Fauna Brasileira Ameaçada de

Extinção (MACHADO et al., 2008).

O mico-leão-da-cara-dourada (Leontopithecus chrysomelas) possui distribuição

geográfica restrita entre o sul da Bahia e o nordeste de Minas Gerais, estando limitado ao

norte pelo rio de Contas, ao sul pelo rio Jequitinhonha e a oeste pela mata de cipó associada

às elevadas altitudes no Platô de Vitória da Conquista (RYLANDS et al., 1991-1992;

RYLANDS et al., 2002). Não há evidências, no entanto, de que ocorra entre os baixos rios

Pardo e Jequitinhonha e ao sul do baixo rio de Contas (RYLANDS et al., 1996). A espécie

é considerada “Em perigo” no Livro Vermelho da Fauna Brasileira Ameaçada de Extinção

(MACHADO et al., 2008), bem como pela IUCN (www.iucnredlist.org), estando apenas

2% de sua área de distribuição dentro de uma unidade de conservação de proteção integral

federal, a Reserva Biológica de Una (BA) (PINTO e RYLANDS, 1997).

O guigó (Callicebus melanochir) distribui-se desde o rio Paraguaçu até o rio

Mucuri, no extremo sul do estado da Bahia (OLIVER e SANTOS,1991; van

ROOSMALEN et al., 2002). Alguns autores defendem que o limite sul não seja bem

definido, possivelmente havendo uma zona de sobreposição com Callicebus personatus

entre os vales dos rios Mucuri e Itaúnas, no Espírito Santo (OLIVER e SANTOS, 1991;

HERSHKOVITZ, 1990 apud van ROOSMALEN et al., 2002). Kinzey (1982), considera

uma distribuição mais ampla para a espécie: do rio Itapicurú (norte da Bahia) ao rio Itaúnas

(ES). A oeste, parece que sua distribuição é limitada pela mata de cipó e florestas

semidecíduas da Bahia (VAN ROOSMALEN et al., 2002). Existem poucos trabalhos

24

publicados sobre a espécie (MULLER et al, 1997; HEIDUCK,1997, 2002), que está

classificada como “vulnerável” no Livro Vermelho da Fauna Ameaçada de Extinção

(MACHADO et al., 2008) e na lista de espécies ameaçadas da IUCN

(www.iucnredlist.org).

O macaco-prego-do-peito amarelo (Cebus xanthosternos) é endêmico da Mata

Atlântica dos estados de Sergipe, Bahia e norte de Minas Gerais. Atualmente, encontra-se

restrito a fragmentos florestais da região delimitada a norte e oeste pelo rio São Francisco,

ao sul pelo rio Jequitinhonha e a leste pelo Oceano Atlântico (COIMBRA-FILHO et al.,

1991; OLIVER e SANTOS,1991; GUIDORIZZI et al., 2005). Há evidências de que a

espécie já se extinguiu em grande parte de sua distribuição original (COIMBRA-FILHO

1986c, SANTOS et al., 1987; OLIVER e SANTOS, 1991), estando atualmente classificada

pela IUCN (www.iucnredlist.org) e pelo Livro Vermelho da Fauna Brasileira Ameaçada de

Extinção como “criticamente em perigo” (MACHADO et al., 2008).

O macaco-prego-de-crista (Cebus robustus) distribui-se ao norte do rio Jurucuçu até

o rio Jequitinhonha (OLIVER e SANTOS, 1991; RYLANDS et al., 1996). Como limite

oeste para a ocorrência da espécie foram sugeridos a Serra do Espinhaço (RYLANDS et al.,

1996) e o próprio rio Jequitinhonha (MARTINS, 2005 apud MACHADO et al., 2008). A

espécie é considerada “em perigo” pela IUCN (www.iucnredlist.org) e “vulnerável” pelo

Livro Vermelho da Fauna Brasileira Ameaçada de Extinção (MACHADO et al., 2008).

O guariba (Alouatta guariba) se distribuía originalmente por grande parte do estado

da Bahia e norte de Minas Gerais, provavelmente até o rio Paraguaçu (CABRERA, 1957

apud KINZEY, 1982), mas suas populações têm sido dizimadas pela caça (RYLANDS et

al., 1996-1997). Atualmente encontra-se praticamente extinto na Bahia, com algumas

pequenas e isoladas populações sobrevivendo no extremo sul, próximo à divisa com Minas

Gerais (CROCKET, 1998; RYLANDS et al., 2003; MELO, 2004). O Livro Vermelho da

Fauna Brasileira Ameaçada de Extinção considera sua distribuição restrita e classifica a

espécie como “criticamente em perigo”. (MACHADO et al., 2008). A taxonomia ainda

confusa para a espécie, no entanto, permite que seja classificada como Alouatta fusca

(CROCKET, 1998; RYLANDS et al., 2000), com distribuição mais ampla pelas florestas

costeiras desde o sul da Bahia até o Rio Grande do Sul, alcançando a região de Misiones,

25

na Argentina (EMMONS, 1997), o que contribui para sua classificação pela IUCN como

“pouco preocupante” (LC - least concern) (www.iucnredlist.org).

O muriqui-do-norte (Brachyteles hypoxanthus) é endêmico da Mata Atlântica dos

Estados de Minas Gerais, Espírito Santo e Bahia (RYLANDS et al., 1996; STRIER et al.,

2006). AGUIRRE (1971) sugere como limite setentrional para a espécie a bacia do rio

Jequiriçá, possivelmente incluindo as matas da margem direita do rio Paraguaçu. A

destruição florestal e a caça levaram os números populacionais da espécie a uma redução

extrema e, apesar de ocorrer em diversas áreas protegidas, a maior parte de suas populações

encontra-se evidentemente reduzida (OLIVER e SANTOS, 1991; RYLANDS et al., 1996-

1997; COSENZA e MELLO, 1998; CHIARELLO et al., 2004; STRIER et al., 2006). Na

Bahia, a espécie foi registrada para o município de Guaratinga, divisa com Minas Gerais no

vale do rio Jequitinhonha, podendo ser considerada a primeira população de muriquis

constatada para o estado desde as investigações pioneiras de Aguirre, em 1971 (MELO et

al., 2004). Atualmente está classificado tanto no Livro Vermelho da Fauna Brasileira

Ameaçada de Extinção quando na lista da IUCN como “criticamente em perigo”

(MACHADO et al., 2008; www.iucnredlist.org.br), sendo considerado entre os primatas

mais ameaçados de extinção do mundo (STRIER et al., 2006).

2.4.1 Caracterização dos primatas entre os rios Jequiriçá e Jequitinhonha

No presente estudo, serão abordadas apenas as espécies Callithrix kuhlii, Callithrix

penicillata (ou híbridos de C. kuhlii e C. penicillata ao norte do rio de Contas), Callicebus

melanochir, Cebus xanthosternos, Leontopithecus chrysomelas, Alouatta guariba e

Brachyteles hypoxanthus, distribuídas originalmente entre os rios Jequiriçá e Jequitinhonha.

A denominação “sul da Bahia” também será aplicada em referência à região compreendida

entre esses dois rios (Figura 1).

Considerando que a paisagem regional é caracterizada pela heterogeneidade de

habitats florestais, apresentando florestas maduras, secundárias, seletivamente exploradas,

bem como áreas não-florestadas ocupadas por cultivos agrícolas e pastagens e que as

espécies diferem quanto a sua capacidade de explorar esses ambientes, as populações das

26

espécies de primatas da região podem estar respondendo de modo diferente aos impactos

antrópicos incidentes (COWLISHAW e DUNBAR, 2000; RABOY et al., 2004).

Figura 1. Representação da região geográfica entre os Rios Jequiriçá e Jequitinhonha. Adaptado de HEIDUCK, 2002.

27

Os Calitriquídeos, grupo em que estão classificados os sagüis (Calithrix) e micos-

leões (Leontopithecus), são primatas pequenos, diurnos, frugívoros-insetívoros, que

utilizam florestas maduras, perturbadas e ambientes florestais mais abertos próximos a rios

(EISENBERG, 1977). A capacidade de ocupar diferentes tipos florestais varia entre as

espécies e relaciona-se à qualidade desses habitats, determinada pelos recursos alimentares

(distribuição e abundância de presas animais, frutos e exudados), pela disponibilidade de

vegetação densa como refúgio contra predadores e pela presença de competidores,

especialmente outros primatas (RYLANDS, 1996).

Enquanto Callithrix kuhlii encontra-se restrito às florestas ombrófilas (montanas e

costeiras) e às florestas mesófitas (interiores) ao longo da costa Atlântica, Callithrix

penicillata é mais típico de florestas semi-decíduas, cerradões e matas de galeria do

Cerrado brasileiro, mas também ocorre nas florestas úmidas costeiras (COIMBRA-FILHO

et al., 2006; RABOY et al, 2008). Poucos estudos foram realizados sobre a ecologia de C.

kuhlii, mas acredita-se que a qualidade e a distribuição dos recursos alimentares são fatores

importantes que podem contribuir para a variação interespecífica na dieta, tamanho da área

de vida e comportamento entre a espécie e seus congenéricos. Callithrix kuhlii utiliza

extensivamente o mosaico florestal atlântico do sul da Bahia, incluindo florestas maduras,

em regeneração, habitats de borda, capoeiras e cabrucas (RABOY et al., 2008). Da mesma

forma, Callithrix penicillata, bem adaptado aos sistemas de cultivos arbóreos e florestas

perturbadas de Ituberá, encontra-se amplamente distribuído e abundante, ocorrendo em

todas as classes de paisagens da região (FLESHER, 1999). Ambos apresentam

especializações para alimentar-se de exudados, o que lhes permite lidar com períodos de

escassez de frutos, mas C. kuhlii alimenta-se de uma maior quantidade de frutos e insetos,

fazendo menor uso dos exudados quando comparado a C. penicillata, uma das espécies

mais especialistas nesse item alimentar (RYLANDS, 1996; RABOY et al., 2008).

Os micos-leões (Leontopithecus) estão entre os maiores calitriquídeos e possuem as

maiores áreas de vida para o grupo (RYLANDS, et al., 1991-1992; RYLANDS, 1993;

RABOY e DIETZ, 2004). Alimentam-se de frutas, flores, néctar, insetos, pequenos

vertebrados e gomas (KIERULFF et al., 2002; RYLANDS, 1993) e utilizam-se de

forrageio manipulativo para localizar presas animais em locais de difícil acesso como

bromélias e cascas de árvores (RYLANDS, 1996). A espécie presente no sul da Bahia,

28

Leontopithecus chrysomelas, habita tanto as florestas úmidas e pouco sazonais da costa,

quanto as florestas semidecíduas mais secas do interior, ambas caracterizadas pela elevada

abundância de bromélias (RYLANDS et al., 1993; MORI et al., 1983). Ocorre em simpatria

com Callithrix kuhlii, o que é possível graças às diferenças ecológicas entre ambas, como

técnicas e locais de forrageio e utilização de diferentes estratos florestais (RYLANDS,

1989). Apesar de não demonstrar preferência por cabrucas, florestas perturbadas ou em

regeneração, L.chrysomelas não as evita, indicando que esses habitats podem servir como

conexões que facilitam a movimentação desses animais entre fragmentos de floresta

madura (RABOY et al., 2004). Acredita-se que a permanência da espécie no mosaico

florestal do sul da Bahia dependa da existência de florestas maduras próximas aos habitats

mais degradados, provavelmente por sua dependência de bromélias para forrageio de presas

animais e de ocos de árvores para dormida – recursos encontrados principalmente nas

florestas maduras (RYLANDS et al., 1991-1992; RYLANDS, 1996).

Os guigós (Callicebus) são primatas de pequeno a médio porte, monogâmicos,

territoriais e organizados em grupos familiares de 2 a 6 indivíduos, constituídos pelo par

reprodutivo e seus descendentes (KINZEY, 1982). Callicebus melanochir apresenta dieta

basicamente frugívora, com consumo de folhas, flores, sementes e insetos em pequenas

quantidades e utiliza florestas maduras, florestas sujeitas a corte seletivo de madeira e

florestas secundárias, aparentemente, em função da disponibilidade de recursos em cada um

desses habitats (HEIDUCK, 1997; HEIDUCK, 2002). Utilizam os estratos médio e superior

da floresta, raramente descendo ao chão (KINZEY, 1981; MULLER, 1997) e costumam

dormir em árvores específicas, geralmente mais altas do que o dossel e com folhagem

densa (HEIDUCK, 2002). Na região de Ituberá, a espécie utiliza quase todos os habitats

florestais, com exceção de capoeiras jovens, restingas de piaçava e cultivos arbóreos de

qualquer tipo. Apesar de serem comuns e aparentemente abundantes em algumas florestas,

especialmente as da Reserva Ecológica Michelin, são raros em outras. Sua resistência a

entrar em áreas de agricultura e cruzar pequenas distâncias entre fragmentos os torna

particularmente sensíveis à fragmentação do habitat, o que indica que suas populações na

região podem estar isoladas há décadas (FLESHER, em preparação).

Os primatas do gênero Cebus possuem tamanho médio, corpo robusto e cauda

relativamente preênsil e apresentam grande flexibilidade ecológica, habitando praticamente

29

todos os tipos florestais dos Neotrópicos. Todas as espécies do gênero são onívoras,

alimentando-se principalmente de frutas e, em menores quantidades, outras partes vegetais

(flores, brotos, bromélias, sementes, raízes), insetos, pequenos vertebrados e ovos

(FREESE e OPPENHEIMER, 1981). O macaco-prego-do-peito amarelo (Cebus

xanthosternos), ao contrário da maioria de seus congêneres, parece estar sob forte ameaça,

apresentando hoje uma distribuição bastante reduzida em relação a sua área de ocorrência

original (COIMBRA-FILHO et al., 1991). Há indícios de que a intensa devastação florestal

em sua área de ocorrência e a pressão de caça sobre suas populações estejam reduzindo

drasticamente seus números e aproximando a espécie da extinção (MITTERMEIER et al.,

2006; KIERULFF et al., 2004; KIERULFF et al., 2005). No passado, a espécie era

abundante e comumente avistada na região de Ituberá, mas suas populações sofreram sério

declínio e desapareceram da maior parte das florestas da área, provavelmente em função da

caça intensiva. Os indivíduos de Cebus xanthosternos são capazes de explorar inúmeros

tipos florestais e cultivos agrícolas na região, evidência de que a seu desaparecimento é

mais relacionado à caça do que à falta de recursos (FLESHER, em preparação).

Os bugios (Alouatta) são primatas robustos, possuem cauda preênsil e utilizam

todos os estratos florestais, mas preferencialmente os estratos superiores e emergentes

(GREGORIN, 2008). Apresentando a mais ampla distribuição geográfica entre os primatas

Neotropicais (CROCKETT, 1998), ocorrem em um número variado de formações vegetais

da América do Sul e Central (GREGORIN, 2006), incluindo florestas úmidas,

semidecíduas, montanas, florestas inundadas, cerrados e matas de galeria (CHAPMAN e

BALCOMB, 1998; CROCKETT e EISENBERG, 1987 apud ZUNINO et al., 2007). O peso

médio corporal varia entre cinco e doze quilogramas e todas as espécies apresentam

dimorfismo sexual acentuado (GREGORIN et al., 2008). Têm sido classificados como

folívoros-frugívoros (GREGORIN et al., 2008) ou como primatas de alimentação

oportunista (ZUNINO et al., 2007). Graças à sua habilidade de explorar dietas folívoras em

pequenas áreas de vida, os bugios podem tolerar considerável fragmentação florestal, mas

não a exposição crescente à caça que geralmente a acompanha (CROCKETT, 1998). Não

existem na literatura dados detalhados sobre a espécie do sul da Bahia (Alouatta guariba

guariba), mas estudos gerais sugerem uma dieta basicamente folívora e populações vivendo

em grupos de três a oito indivíduos, em áreas de vida de 4 a 8 hectares, semelhantes às

30

encontradas para Alouatta guariba clamitans (subespécie de ocorrência mais meridional)

(MACHADO et al., 2008).

Os muriquis (Brachyteles) são os maiores primatas neotropicais, endêmicos da Mata

Atlântica brasileira, vivem em grupos multi-machos que podem alcançar até cinqüenta

animais e vem sofrendo com a destruição florestal e a caça intensiva desde o século 16

(MITTERMEIER et al., 2006). O muriqui-do-norte (Brachyteles hypoxanthus) é um

primata diurno e essencialmente arbóreo, podendo descer ao chão para atravessar lacunas

no dossel (DIB et al., 1997 em BRITTO e GRELLE, 2006). Locomove-se por braquiação,

no alto das árvores e alimenta-se basicamente de frutos, flores e folhas, podendo também

utilizar cascas e bambus (NISHIMURA et al., 1988 apud TALEBI e ADES, 2004). As

fêmeas dispersam de seu grupo natal pouco antes de atingirem a maturidade sexual, com

aproximadamente sete anos (STRIER, 1991 apud STRIER, 2006). Estudos recentes nos

Parques Nacionais do Rio Doce (MG) e do Caparaó (MG e ES) indicam a ocorrência de

populações que podem ser tão grandes quanto as encontradas na Reserva Ecológica de

Caratinga, e outras buscas nos últimos anos localizaram populações em doze localidades do

Espírito Santo (MITTERMEIER et al., 2006). Grupos encontrados em fragmentos da

localidade de Alto Cariri, fronteira do nordeste de Minas Gerais com a Bahia (MELO et

al., 2004), podem representar as últimas populações da espécie no estado e levaram ao

reconhecimento da área como prioritária para a criação de uma unidade de conservação

(MITTERMEIER et al., 2006).

Enquanto informações ecológicas e biogeográficas estão disponíveis, estimativas

sobre os números populacionais dos primatas que subsistem nos fragmentos florestais do

sul da Bahia são antigas ou inexistentes (RYLANDS, 1989; PINTO, 1994a; LIMA, 1990

apud PAGLIA, 2003). Sendo assim, é imprescindível gerar dados sobre os tamanhos das

populações e, quando possível, estimativas de densidades absolutas que tragam

informações sobre o estado de conservação e a possibilidade de sobrevivência dos primatas

remanescentes nesses fragmentos florestais (GONZÁLES-SOLIS, 2001; PAGLIA, 2003;

KIERULFF et al., 2005). Um bom ponto de partida no estudo da abundância de primatas é

questionar se espécies que ocorrem em baixas densidades em uma comunidade aparecem

assim também em outras, ou seja, realizar comparações entre as abundâncias das mesmas

espécies em diferentes áreas (COWLISHAW e DUNBAR, 2000).

31

2.5 Amostragens de distâncias para estimativas populacionais de primatas

Em estudos com populações de primatas, as técnicas de amostragem populacional

vêm sendo desenvolvidas por mais de 40 anos (NATIONAL RESEARCH COUNCIL,

1981; BROCKELMAN e ALI, 1987; WHITESIDES et al., 1988; CULLEN Jr. e

VALLADARES-PÁDUA, 1997), mas ainda há grande confusão e variação entre os

métodos utilizados (STRUHSAKER, 2002; PLUMPTRE, 2006; MARSHAL et al., 2008).

Embora nenhum método esteja livre de viés, as estimativas mais acuradas de densidade e

tamanho populacional geralmente provêm de contagens completas dos indivíduos na área

amostrada (BROCKELMAN e ALI, 1987; PLUMPTRE, 2006; MARSHAL, 2008) ou de

estudos sobre a área de vida de grupos focais (NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981;

FASHING e CORDS, 2000; CHAPMAN et al., 2000). Esses métodos requerem grande

esforço amostral, impraticável em grandes áreas ou em estudos com tempo restrito

(MORAES JR., 2005; MARSHAL et al., 2008).

Um método alternativo freqüentemente utilizado para estimar densidades de

primatas é o “método de transecções lineares” (PERES, 1997; MENDES-PONTES, 1997,

LOPES e FERRARI, 2000; FERRARI et al., 1999, 2000, 2002; CULLEN JR et al.,2001;

CHIARELLO, 2002), em que todos os primatas avistados são registrados ao longo de um

percurso de extensão conhecida (NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981). O método

tem a vantagem de gerar resultados em curtos períodos de tempo e é conveniente para

amostragens extensas comparando populações entre diferentes áreas e tipos de habitat

(JOHNS, 1985; WHITESIDES et al.,1988). Também pode ser adotado em estudos mais

detalhados dentro de uma mesma área, incluindo monitoramento de variações temporais

nas populações, comparações de diferentes habitats dentro da área e estimativas de

populações em áreas limitadas quando outros métodos (contagens completas, marcarção-

recaptura, mapeamento de território) não são aplicáveis (WHITESIDES et al.,1988).

Atualmente, há um consenso de que amostragens por transecções lineares representam o

método mais eficiente para estimar densidades e tamanhos populacionais de grande parte

das espécies florestais de primatas, mas ainda há divergências sobre a forma como os dados

devem ser coletados e analisados (PERES, 1999; MAGNUSSON, 2001; FERRARI, 2002;

PLUMPTRE e COX, 2006; ROVERO et al, 2006; MARSHAL et al., 2008).

32

Estimativas de densidade populacional por transectos lineares baseiam-se no cálculo

do número de animais na área amostrada utilizando: o número de animais ou grupos

avistados (n); a extensão do transecto (l); e uma estimativa da largura da área amostrada

(w), que corresponde à distância perpendicular do centro aos extremos de detecção dos dois

lados do transecto (WHITESIDES et al, 1988). As duas primeiras variáveis envolvem

medidas diretas ou contagens. Já os métodos para determinar a largura efetivamente

amostrada diferem consideravelmente e são, freqüentemente, subjetivos (NATIONAL

RESEARCH COUNCIL, 1981; BROCKELMAN e ALI, 1987; WITHESIDES et al.,

1988). Alguns estudos estimaram a largura da área amostrada sem referência aos dados

coletados, enquanto outros consideraram-na como a distância dentro da qual supostamente

todos os animais seriam detectados, ignorando todos os avistamentos além desse limite

(WHITESIDES et al.,1988). No entanto, a premissa de que todos os animais presentes na

área amostrada são detectados pelo observador é difícil de ser admitida para a maioria das

populações e não pode ser testada usando os dados do estudo. Considerar uma medida de

largura pequena o suficiente para garantir que todos os animais sejam detectados pode levar

ao descarte de 50% ou mais das observações, tornando-se crítico no caso de espécies raras

(THOMAS, et al., 2002), como o mico-leão-preto (Leontopithecus chrysopygus)

(PARANHOS, 2006).

Há ainda estudos que consideram como (meia) largura efetiva a distância máxima

de avistamento, a distância média de avistamento ou uma distância entre a máxima e a

média (NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981). De modo geral, estudos com largura

efetiva fixa são mais úteis para lidar com espécies que apresentam altas densidades e não

fogem do observador (STRUHSAKER, 2002). Revisando estudos sobre a confiabilidade do

método dos transectos em primatologia, BRUGIERE e FLEURY (2000) encontraram

resultados contraditórios: primeiramente, nenhum protocolo de análise dos dados parece ser

invariavelmente melhor do que os demais e, em segundo lugar, um protocolo pode produzir

estimativas de densidade acuradas para uma espécie enquanto sub ou superestima as

densidades de outras na mesma área de estudo.

Independente do método de coleta adotado, o resultado básico dos transectos

lineares é a taxa de encontro, ou seja, o número de observações por unidade de distância

percorrida. As taxas de encontro são um modo eficiente de estimar a abundância de

33

mamíferos em diversos tipos de habitats (WALLACE,1998; WALLACE, 2000;

BOBADILLA e FERRARI, 2000), e estudos com primatas têm usado esse dado para fazer

comparações entre diferentes áreas ou ambientes (CHIARELLO, 1999; BOBADILLA e

FERRARI, 2000; LEHMAN, 2000; MOURA, 2007). São ferramentas úteis no

monitoramento de longo prazo e também podem ser usadas para comparações entre áreas,

desde que as áreas amostradas sejam semelhantes (Wallace et al, 1998). STRUHSAKER

(2002) defende que dados de animais com grande mobilidade obtidos a partir de transectos

lineares são muito mais adequados em termos de abundâncias relativas, sendo

questionáveis na geração de estimativas de densidade confiáveis.

No entanto, apesar do método haver sido usado para comparar a abundância de

primatas entre habitats, a taxa de encontro não leva em conta a visibilidade ou

detectabilidade dos animais ou grupos (MARSHAL et al., 2008). Em habitats complexos

como as florestas tropicais, a visibilidade pode variar ao longo dos diferentes habitats e as

diferenças ecológicas e comportamentais entre espécies também podem gerar variações na

detectabilidade dos animais (NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981; JOHNS, 1985).

Entre espécies de primatas florestais, aquelas que vivem tipicamente no dossel e em grupos

grandes e dispersos por grandes áreas são rapidamente avistadas. Já as espécies que vivem

em grupos menores e mais coesos, freqüentando silenciosamente a vegetação densa do sub-

bosque, são mais difíceis de detectar (WHITESIDES et al., 1988).

Estudos mais recentes têm utilizado os chamados métodos de amostragem sem

largura definida, também conhecidos como amostragens de distâncias (distance sampling)

(BUCKLAND, 1993; THOMAS et al., 2002). Nesses métodos, estima-se a largura efetiva

dos transectos inspecionando a distribuição de freqüências das distâncias registradas entre o

animal e o observador (distância de observação) ou entre o animal e o transecto (distância

perpendicular) (ANDERSON et al., 1979; WHITESIDES et al., 1988; BROCKELMAN e

ALI, 1987; SUTHERLAND, 1996; CULLEN Jr. E VALLADARES-PADUA, 1997;

STRUHSAKER, 2002; CULLEN JR. e RUDRAN, 2003). Considera-se que as distâncias

perpendiculares são preferíveis para as análises porque os estimadores de densidade

baseados nelas apresentam desempenho mais robusto do que os estimadores baseados em

distâncias de observação (BUCKLAND et al., 1993; BURNHAM et al., 1980, HAYNES e

BUCKLAND, 1983, apud PERES, 1999).

34

As amostragens de distância desconsideram a premissa de que todos os animais

dentro da área amostrada são detectados. Pelo contrário, a pergunta das amostragens de

distância é: “Dada a detecção de n objetos, estima-se que existam quantos objetos na área

amostrada?” (BUCKLAND et al., 1993). Espera-se que a detecção do animal de interesse

fique mais difícil quanto mais distante ele estiver do transecto, resultando em menos

observações com o aumento da distância. Medindo as distâncias em que cada animal ou

grupo é observado torna-se possível calcular suas probabilidades de detecção (THOMAS et

al., 2002), que podem variar entre populações de uma mesma espécie, entre espécies e entre

habitats (JOHNS, 1985).

Os métodos de amostragem de distâncias assumem que o número de avistamentos

obtidos além da largura efetiva equivale ao número de “avistamentos perdidos” dentro da

mesma (THOMAS et al., 2002). Diversos autores sugeriram modelos paramétricos e não

paramétricos que assumem probabilidades decrescentes de detectar animais a distâncias

crescentes do transecto linear. Os modelos tentam representar essa relação através de

funções de detecção, que substituem as estimativas de larguras fixas nos cálculos de

densidades populacionais. Como inserem correções para os animais “perdidos”, esses

métodos permitem a utilização de todos os avistamentos (WHITESIDES et al., 1988).

Assim, encontrando-se a função de detecção que melhor represente a freqüência de

distâncias observadas, estima-se a largura do transecto e a proporção de animais não

detectados durante o censo, possibilitando o cálculo da densidade (THOMAS et al., 2002).

Embora diversos estudos tenham sido conduzidos no Brasil utilizando métodos de

amostragem de distâncias para estimar parâmetros populacionais de primatas, como

abundância e densidade (PERES, 1993; CULLEN JR e VALLADARES-PÁDUA, 1994;

MENDES-PONTES, 1997; PERES, 1997; PERES, 1999; CULLEN JR. et al., 2000;

PRICE et al, 2001, CHIARELLO e MELLO, 2001; GONZALES-SÓLIS et al., 2001;

KIERULFF e RYLANDS, 2003; HENRIQUES e CAVALCANTI, 2004; SÃO-

BERNARDO e GALLETI, 2004; MARTINS, 2005; MORAES JR., 2005; MOURA, 2007;

MENDES-PONTES et al, 2007). Existem poucas estimativas populacionais dos primatas

que subsistem nos remanescentes florestais da Mata Atlântica do sul da Bahia (RYLANDS,

1989; PINTO, 1994a; PAGLIA 2003), tornando essencial a busca de estimativas

quantitativas e cientificamente confiáveis que tragam informações sobre o estado e a

35

possibilidade de sobrevivência dessas populações (KIERULFF et al, 2005). Apesar de

apresentar alguns dos maiores fragmentos florestais do sul da Bahia, a região conhecida

como Serra das Lontras e Javi ainda não foi investigada no que diz respeito ao estado de

conservação das populações de primatas. O presente estudo objetiva, primeiramente, gerar

estimativas de abundância relativa e densidade das espécies de primatas habitantes dos

fragmentos florestais das Serras das Lontras e Javi.

Com o intuito de compreender melhor a situação de conservação das espécies de

primatas no sul da Bahia, as estimativas populacionais encontradas para as Serras das

Lontras e Javi são posteriormente comparadas a estimativas de abundância e densidade de

primatas obtidas utilizando a mesma metodologia do presente estudo em três grandes

fragmentos florestais do sul da Bahia: a Reserva Biológica de Una (REBIO Una), o Parque

Estadual da Serra do Conduru e entorno (PESC) e a Reserva Ecológica Michelin. Os dados

das três áreas eram inéditos e foram obtidos pelo Instituto de Estudos Socioambientais do

Sul da Bahia (IESB) através do projeto “Avaliação das populações do macaco-prego-do-

peito-amarelo (Cebus xanthosternos) e proposta de estratégia para manejo e conservação da

espécie” (KIERULFF et al., 2005).

36

3. OBJETIVOS

3.1 Objetivo Geral Estimar tamanhos populacionais das espécies que compõem a comunidade de

primatas remanescente nos fragmentos florestais das Serras das Lontras e Javi e comparar

os resultados a um estudo anterior realizado em outros três grandes blocos florestais,

visando gerar estimativas populacionais médias para as espécies de primatas na região sul

da Bahia.

3.2 Objetivos específicos - Gerar estimativas de densidade e abundância relativa para as espécies de primatas

habitantes dos fragmentos florestais das Serras das Lontras e Javi;

- Comparar os resultados obtidos às estimativas geradas pela aplicação da mesma

metodologia em três grandes fragmentos florestais do sul da Bahia: Reserva

Biológica de Una (REBIO Una), Parque Estadual da Serra do Conduru e entorno

(PESC) e Reserva Ecológica Michelin;

- Realizar uma análise conjunta dos dados das quatro áreas para gerar estimativas

médias de abundância e densidade dos primatas no sul da Bahia.

- Avaliar o papel das Serras das Lontras e Javi na conservação das populações de

primatas do sul da Bahia.

37

4. MÉTODOS 4.1 Áreas de estudo e Coleta de dados 4.1.1 Serras das Lontras e Javi Os fragmentos florestais investigados pertencem ao complexo das Serras das

Lontras e do Javi, dispostos paralelamente a leste da BR-101, abrangendo os limites dos

municípios de São José da Vitória, Arataca e Una, entre as coordenadas15º04' - 15º15' S e

39º15' - 39º25' W (ARAÚJO e SANTOS, 2005). As Serras das Lontras e Javi localizam-se

a aproximadamente 35 km da costa atlântica (Figura 2), apresentam um gradiente

altitudinal com elevações que variam do nível do mar a mais de 1000 m (SILVEIRA et al.,

2005) e ocupam uma área de cerca de 16.500 hectares (MMA e IBAMA, 2006).

Com base na classificação de Ab’Saber, a região encontra-se no Domínio da Mata

Atlântica e a vegetação predominante é a Floresta Ombrófila (SILVEIRA et al., 2005). Na

verdade, varia progressivamente de acordo com a altitude, indo desde Floresta Ombrófila,

com estrato arbóreo chegando a 40 metros de altura, até as denominadas Florestas

Montanas (Figura 3), encontradas em elevações a partir de 500 m (THOMAS, 2003). Essa

formação apresenta árvores baixas e retorcidas com troncos recobertos por briófitas, líquens

e pequenas bromélias e o sub-bosque denso, dominado por palmeiras e bambus

(SILVEIRA et al., 2005). A grande pluviosidade e a raridade de períodos secos nas

Florestas Montanas da Bahia resulta em uma grande exuberância de epífitas, com alta

diversidade de Orchidaceae e presença de espécies com requerimentos de alta pluviosidade

e umidade, como samambaias arbóreas (THOMAS, 2003). O forte epifitismo, inclusive

com muitos musgos (Bryophytae) é também um fator marcante na área e indicador da

elevada umidade (JARDIM, 2003).

38

Figura 2. Localização geográfica das Serras das Lontras e Javi (LONTRAS), em relação à posição de três unidades de conservação do sul da Bahia: Reserva Biológica de Una (REBIO), Parque Estadual do Conduru (PESC) e Reserva Ecológica Michelin (MICHELIN). Escala 1:250.000 PROBIO.

39

Figura 3. Floresta Montana na Serra do Javi. Trilha Catarina, agosto de 2007. Fotos: Leticia Bastos.

A intervenção humana na área compreende, principalmente, a exploração

madeireira e cultivos de cacau em sistema de cabrucas. O desenvolvimento da

cacauicultura na região das Serras está associada aos solos dominantes Podzólicos

Vermelhos Amarelos Distróficos e é o principal fator responsável pela alteração da

cobertura primitiva (JARDIM, 2003). No entanto, a crise da economia cacaueira levou ao

abandono de inúmeras propriedades nas serras (SILVEIRA et al., 2005), restando poucos

trabalhadores responsáveis pelos tratos básicos dos cacauais ou praticando agricultura de

subsistência. A ocupação dos topos de morros por posseiros, associada à baixa qualidade de

vida dessas famílias, contribui para a continuidade da caça e da exploração ilegal de

madeira nas serras (ARAÚJO e SANTOS, 2001). Como resultado, a região foi

intensamente degradada e hoje consiste em um mosaico de fragmentos florestais bem

preservados (ANEXO III) imersos em uma matriz de cabrucas, vegetação em diferentes

graus de regeneração, outros cultivos agrícolas e pastagens, restando poucos fragmentos

florestais abaixo dos 500 m de altitude (SILVEIRA et al., 2005).

Esse complexo de montanhas foi pouco explorado do ponto de vista científico

(PACHECO et al., 1996; JARDIM, 2003; SILVANO e PIMENTA, 2003; SILVEIRA et al.,

2005) e apenas recentemente começou a receber maior atenção em termos de conservação:

juntamente com a Reserva Biológica de Una, as Serras das Lontras e Javi foram

consideradas “de extrema importância ecológica” no workshop “Áreas Prioritárias para a

40

Conservação da Biodiversidade da Mata Atlântica e Campos Sulinos” (MMA, 2000;

TIMMERS et al., 2002). A descrição de um novo gênero de ave que habita os densos sub-

bosques de cabrucas da Serra das Lontras, o gravateiro-acrobata (Acrobatornis fonsecai),

há mais de dez anos, anunciou o potencial da região para o abrigo de espécies endêmicas e

ameaçadas (PACHECO et al., 1996). A importância biogeográfica das serras do ponto de

vista da avifauna se estende a outros grupos animais e vegetais (SILVEIRA et al., 2005).

Um inventário de anfíbios na Serra das Lontras, em 2000, registrou uma nova espécie de

Hyla e encontrou a espécie Rhamphophryne proboscidea, cujo último registro datava de

1936, na região de Salvador (SILVANO e PIMENTA, 2003). Originalmente, a comunidade

de primatas das serras também representava uma das mais ricas da Mata Atlântica,

composta por Callithrix kuhlii, Leontopithecus chrysomelas, Callicebus melanochir, Cebus

xanthosternos, Alouatta guariba e Brachyteles hypoxantus, mas as duas últimas espécies

provavelmente encontram-se extintas da região (RYLANDS et al., 1996).

A criação de unidades de conservação que possam proteger adequadamente essa

importante e razoavelmente bem preservada área de Floresta Atlântica é recomendada

(PACHECO et al., 1996; SILVEIRA et al., 2005). Esses fatores, somados à existência de

diversos cursos de água que se originam nas serras (rio Una, ribeirões Javi, Pratinha e Santo

Antônio) e representam importante fonte de recursos hídricos para as localidades

circunvizinhas, justificam a criação de uma unidade de conservação na área (TIMMERS et

al., 2002; MMA, 2006). Diante disso, o Ministério do Meio Ambiente propôs a criação de

um Parque Nacional de 16.520 hectares abrangendo as Serras das Lontras, Javi e Quatis

(Figura 4). O objetivo dessa unidade de conservação será proteger os grandes fragmentos

florestais acima de 400 metros de altitude e estimular o ecoturismo em municípios que

sofreram os impactos da crise da lavoura cacaueira (MMA e IBAMA, 2006).

41

Figura 4. Proposta de criação do Parque Nacional Serra das Lontras, MMA (Fonte: www.mma.gov.br).

4.1.2 Transecções Lineares

O presente estudo utiliza a metodologia dos transectos lineares, seguindo as

premissas para aplicação do programa “DISTANCE” (BUCKLAND et al., 1993;

THOMAS et al., 2002), para gerar estimativas populacionais das espécies de primatas

habitantes dos fragmentos florestais das Serras das Lontras e Javi. O cenário ideal para as

amostragens por transectos lineares considera que N objetos estão distribuídos, em função

de processos estocásticos, por uma área de tamanho A, permitindo que a densidade de

objetos seja calculada pela relação D = N/A; e os transectos, posicionados de acordo com

42

um desenho amostral aleatório, são percorridos gerando uma amostra de n objetos

detectados (THOMAS et al., 2002).

Distâncias perpendiculares x são medidas a partir do transecto até os animais ou

grupos de interesse (Figura 5). Suponhamos que k transectos, de extensões l1, ..., lk (com Σ

lj = L), estejam posicionados de acordo com um desenho aleatório, e que n animais ou

grupos sejam detectados a distâncias perpendiculares x1,...,xn. Suponhamos, também, que os

animais localizados além de uma distância w do transecto (distância de truncamento) não

sejam avistados. Sendo assim, a área amostrada pode ser calculada como a = 2wL, na qual

n animais são detectados (BUCKLAND et al., 1993; THOMAS et al., 2002)

Ao considerar que Pa seja a probabilidade de um animal escolhido aleatoriamente

na área amostrada ser detectado – observando que Pa = n/N, ou seja, N = n/Pa

(BROCKELMAN e ALI, 1987) – e supondo que uma estimativa de Pa esteja disponível,

então a densidade de animais D pode ser estimada por (THOMAS et al., 2002):

D = n . 2LwPa

Figura 5. Metodologia dos transectos lineares, com uma única linha, posicionada aleatoriamente, de extensão L. Seis objetos (n = 6) são detectados a distâncias x1, x2,..., x6. Os objetos são denotados por uma linha mostrando a distância perpendicular medida. Em aplicações práticas, muitos transectos devem ser usados para amostrar populações. (Fonte: BUCKLAND et al., 1993, Capítulo 1).

43

Agora, para a estimativa de Pa, é definida a Função de Detecção g(x) como sendo a

probabilidade de um animal a uma distância x do transecto ser detectado, 0 ≤ x ≤ w, e

assumimos que g(0) = 1, ou seja, todos os animais sobre a trilha são detectados. Ao plotar

as distâncias perpendiculares registradas em um histograma, então o problema se resume a

encontrar o melhor modelo ou função para g(x) e ajustá-lo aos dados de distâncias

perpendiculares. Como mostra a Figura 6, se definirmos µ como a integral de g(x), então Pa

= µ / w. O parâmetro µ também é chamado de (meia) largura efetiva do transecto: o número

de avistamentos além dessa distância equivale ao número de avistamentos perdidos

(animais ou grupos não detectados) dentro dela. Então:

D = n = n = n . aPa 2 wL µ / w 2 µL

Figura 6. A área µ abaixo da função de detecção g(x), quando expressa como uma proporção da área w do retângulo, corresponde à probabilidade de detectar um objeto na área amostrada (Pa). O parâmetro µ também representa a largura efetiva da faixa amostrada e assume valores de 0 a w. (Fonte: THOMAS et al., 2002).

44

É necessário obter a estimativa µ do parâmetro µ. A questão pode se tornar mais

familiar observando-se que a Função Probabilidade de Detecção das distâncias

perpendiculares, f(x), é simplesmente a função g(x) integrada em uma escala de 0 a 1. Isto

é, f(x) = g(x) / µ. Como assumimos que g(0) = 1, segue-se que f(0) = 1 / µ (Figura 7)

Então:

D = n = N f(0) 2 µL 2L O problema fica reduzido a modelar f(x) e avaliar seu ajuste em x = 0. O programa

Distance utiliza uma série de métodos para ajustar a melhor função à distribuição dos dados

(THOMAS et al., 2002).

Figura 7. A Função Probabilidade de Detecção, f(x), plotada em histograma de freqüências de distâncias perpendiculares (numa escala em que a área total das barras do histrograma é 1). A área sob a curva também é a unidade por definição. Como as duas áreas listradas são idênticas, a área do retângulo µf(0) também é a unidade. Assim, µ = 1 / f(0). (Fonte: THOMAS et al., 2002).

45

A obtenção de resultados confiáveis através do método dos transectos lineares

baseia-se no cumprimento de algumas premissas: 1) as distâncias perpendiculares entre o

transecto e os animais ou grupos devem ser medidas com precisão; 2) todos os animais

sobre a transecção (x = 0) devem ser detectados; 3) o mesmo animal (ou grupo) não deve

ser contado mais de uma vez na mesma amostragem; 4) os animais devem ser detectados

em sua posição original, antes de qualquer movimento em resposta à presença do

observador; 5) os transectos devem estar posicionados aleatoriamente com relação à

distribuição dos animais na área de estudo; 6) os avistamentos são considerados eventos

independentes (WHITESIDES et al., 1987; BROCKELMAN e ALI, 1978; BUCKLAND et

al., 1993; SUTHERLAND, 1996; CULLEN JR et al., 1997; PERES, 1999;

STRUHSAKER, 2002; THOMAS et al., 2002). Freqüentemente, algumas dessas premissas

são violadas, gerando erros nas estimativas de densidade de animais ou grupos (CULLEN

JR et al., 1997; STRUHSAKER, 2002). É importante que os observadores as considerem e

se esforcem para reduzir qualquer viés, padronizando a coleta de dados (NATIONAL

RESEARCH COUNCIL, 1981; PERES, 1999).

Existe grande discussão sobre o tamanho amostral mínimo necessário à obtenção de

estimativas populacionais confiáveis através de transectos lineares. Enquanto alguns

autores sugerem um número mínimo de 40 avistamentos (ANDERSON et al., 1979;

BROCKELMAN e ALI, 1987; BUCKLAND et al., 1993; THOMAS et al.,2002), outros

acreditam que, para algumas espécies de primatas florestais que ocorrem em baixas

abundâncias, esse número exigiria um esforço amostral impraticável, defendendo que

estimativas confiáveis podem ser obtidas com 20 avistamentos ou menos se a distribuição

das distâncias perpendiculares for favorável, isto é, se apresentar um “ombro” (distância de

queda) bem definido (PERES, 1999; BRUGIERE e FLEURY, 2006).

Recomenda-se que o estabelecimento dos transectos seja feito aleatoriamente na

área de estudo (BROCKELMAN e ALI, 1979; THOMAS et al., 2002), evitando seguir

estradas existentes, cursos de rios ou outras características marcantes de relevo a menos que

totalmente inevitável. Isso visa garantir a premissa básica de que o posicionamento dos

transectos é independente da distribuição dos primatas na área de estudo, ou seja, em

qualquer momento do censo a posição do observador é aleatória em relação à posição dos

primatas (BUCKLAND et al., 1993; FERRARI, 2002; THOMAS et al., 2002). Na prática,

46

no entanto, essa aleatoriedade dificilmente é atingida: fatores como acessibilidade,

segurança e outras considerações práticas ditam a localização das unidades amostrais na

área de estudo. Áreas consideradas representativas das diferentes partes da região devem

ser selecionadas (BROCKELMAN e ALI, 1987; PERES, 1999; CULLEN JR. et al., 2000),

reduzindo as chances de viés nas estimativas em função de características ecológicas e

comportamentais específicas que determinam a distribuição dos animais. Para tanto,

informações coletadas in situ, somadas a algum conhecimento ecológico das espécies,

devem ser utilizadas para decidir onde posicionar os transectos (ANDERSON et al., 1979;

PERES, 1999).

Com base nessas considerações, foram estabelecidos cinco transectos lineares em

diferentes localidades das Serras das Lontras e Javi, totalizando 8650 m de transectos (com

extensões variando entre 1300 e 2050 m), atravessando diferentes altitudes e dispostos de

modo a permitir que as amostras sejam representativas dos fragmentos florestais em melhor

estado de conservação na região. Os transectos distavam, no mínimo, 500 m das bordas dos

fragmentos ou das vias de acesso aos transectos no interior dos mesmos. Todos foram

mapeados com auxílio de aparelho GPS Garmin e plotados sobre o mapa de vegetação da

área (Figura 8).

47

Figura 8. Mapa de localização dos transectos nas Serras das Lontras e Javi, mostrando a classificação da vegetação (escala de 1:250.000 - PROBIO) e os limites do Parque Nacional proposto pelo MMA. Bem-te-vi é o transecto a oeste. Os transectos centrais são Lontras 1 (acima) e 2. Os transectos a leste são Catarina (acima) e Zé Oduque (abaixo). A classificação da vegetação nesta imagem não é inteiramente fiel aos tipos florestais encontrados in loco, provavelmente devido à confusão entre cabrucas e florestas.

48

Seguindo recomendações de PERES (1999), os transectos foram medidos com fitas

métricas e marcados a cada 50 m com fitas plásticas alaranjadas para facilitar o

mapeamento dos avistamentos ao longo do percurso. Durante a fase de marcação verificou-

se a dificuldade de percorrer alguns trechos dos transectos em função da inclinação do

relevo. Para não prejudicar a execução do trabalho e, conseqüentemente, inserir viés na

detectabilidade dos animais, foram colocadas cordas de segurança que permitiam manter a

atenção no ambiente e a velocidade média de caminhada (Figura 9).

Figura 9. Marcação dos transectos lineares (esquerda) e cordas de segurança (direita) colocadas para garantir a qualidade da coleta de dados (Fotos: Letícia Bastos).

Os resultados dos censos de primatas no mesmo transecto são variáveis de um dia

para o outro, sendo necessário percorrer a mesma rota por um longo período de tempo

(NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981; BUCKLAND et al., 1993; PERES, 1999;

MAGNUSSON, 2001; FERRARI, 2002). Também é preciso evitar a variabilidade

decorrente de erros na execução do trabalho de campo (NATIONAL RESEARCH

49

COUNCIL, 1981; STRUHSAKER, 2002). Para tanto, antes de iniciar a coleta de dados, os

dois observadores responsáveis pelo presente estudo realizaram, juntos, censos de

treinamento para calibrar a forma de coleta de dados e garantir a comparabilidade dos

mesmos.

Entre os meses de abril e dezembro de 2007, os cinco transectos foram percorridos

repetidas vezes por um observador que caminhava sozinho, entre os períodos de 6:00 às

11:00h e de 13:00 às 17:00h (PERES, 1999; CULLEN JR et al., 2000). O relevo

montanhoso implicou em uma velocidade média de caminhada de 0,75 km/h, mais baixa

do que a velocidade de 1 km/h comumente adotada (PERES, 1999; MARTINS, 2005;

CULLEN Jr e RUDRAN, 2003). Algumas breves paradas eram feitas a cada 100 m para

diminuir o barulho do deslocamento e aumentar a capacidade de detecção dos animais por

indícios auditivos. Cada percurso nos transectos era feito dentro de um período de 3 a 4

horas, incluindo o tempo destinado às observações, medições e registro de dados (PERES,

1999).

Os caminhos de ida e volta foram considerados percursos independentes (PERES,

1999). Ao contrário do que defende MAGNUSSON (2001) sobre pseudoreplicações em

transectos lineares, o presente estudo concorda com o argumento de FERRARI (2002), de

que os primatas têm distribuição diferente ao longo do tempo e que, portanto, um intervalo

adequado entre as amostragens garante o aumento da amostra. O retorno nos transectos era

realizado após um intervalo de duas a três horas, permitindo que os animais se

redistribuíssem na área e evitando amostrar o período do meio-dia, em que as atividades de

várias espécies estão reduzidas. Preocupou-se também em garantir a rotatividade dos dois

observadores entre os diferentes transectos para minimizar ou eliminar possíveis viés

dependentes do observador (PERES, 1999).

Evitou-se a realização dos censos em dias chuvosos, que reduzem a visibilidade

(Figura 10) e aumentam o ruído na vegetação, afetando a habilidade de detecção dos

observadores, bem como a detectabilidade intrínseca dos animais, que permanecem menos

ativos. Na prática, no entanto, chuvas efêmeras são corriqueiras nas florestas tropicais e não

devem comprometer completamente a qualidade dos dados, desde que os observadores

suspendam a caminhada durante a chuva (SUTHERLAND, 1996; PERES,1999). Apenas

dois dias de campo foram desconsiderados em vista das chuvas intensas. O restante dos

50

dias chuvosos eram marcados por chuvas breves entremeadas por estiagens, o que permitia

a retomada da coleta de dados após paradas de, no máximo, uma hora.

Figura 10. Visibilidade reduzida em momentos de chuvas intensas na região das Serras das Lontras e Javi (Fotos: Letícia Bastos).

A cada dia de campo eram anotados os seguintes dados: data, identidade do

transecto, condições climáticas e observador responsável. Para cada avistamento, foram

coletados: horário inicial e final do percurso, espécie avistada, horário do avistamento,

indício que levou ao avistamento (barulho na vegetação, movimentação, vocalização ou

acaso), posição na trilha, número de indivíduos no grupo e a distância perpendicular entre o

primeiro indivíduo avistado no grupo de primatas e a trilha (ANDERSON et al., 1979;

STRUHSAKER, 2002; KIERULFF et al, 2005). Uma vez que as distâncias perpendiculares

são usadas para gerar funções de detecção e, portanto, devem ser precisas, optou-se por

registrar a distância ao primeiro animal avistado, considerando repreensível o uso da

distância ao centro imaginário de um grupo social em detrimento de uma distância real

(WHITESIDES et al., 1988; BRUGIERE e FLEURY, 2000; CHIARELLO, 2000;

FASHING e CORDS, 2000; STRUHSAKER, 2002). Informações adicionais como altura

dos animais na vegetação, tipo de hábitat e classe etária dos indivíduos (quando possível)

também foram registradas (PERES, 1999).

51

4.1.3 Reserva Biológica de Una, Parque estadual da Serra do Conduru e entorno

(PESC) e Reserva Ecológica Michelin

De acordo com KIERULFF et al. (2005), visando otimizar o esforço de campo,

foram escolhidos os principais fragmentos de mata em estágio avançado de regeneração e

de florestas maduras para o posicionamento dos transectos e a realização dos censos

populacionais nas três áreas. Cinco ou seis transectos, variando entre 0,5 e 3,0 km, foram

estabelecidos em cada área. Na REBIO Una, três trilhas foram distribuídas na parte leste da

reserva e três na porção oeste, com o intuito de amostrar tanto a porção com floresta mais

contínua quanto a porção mais fragmentada da reserva (Figura 12). Na região do PESC,

devido à dificuldade de acesso a alguns fragmentos e à existência de áreas contíguas em

bom estado de conservação, algumas fazendas do entorno foram incluídas na amostragem.

A título de simplificação, a área de estudo compreendida como o Parque Estadual da Serra

do Conduru e algumas matas do entorno serão tratadas ao longo do texto apenas como

“PESC” (Figura 13). Na REBIO Una e no PESC, a coleta de dados se deu a cada dois

meses, entre novembro de 2002 e dezembro de 2003. Na Reserva Ecológica Michelin as

trilhas foram distribuídas nos três principais fragmentos de mata (Figura 14) e percorridas

mensalmente entre janeiro e junho de 2004.

Figura 11. Localização das três áreas amostradas em estudo prévio realizado pelo IESB. (1) Reserva Biológica de Una; (2) Parque Estadual Serra do Conduru; (3) Reserva Ecológica Michelin.

52

As imagens de satétite utilizadas para a interpretação da vegetação e localização dos

transectos nas três áreas de estudo foram feitas a partir do mapeamento do PROBIO/MMA,

realizado em 2007. Aparentemente, a classificação não foi capaz de diferenciar com

precisão os tipos de vegetação encontrados nas diferentes áreas, resultando na confusão

entre áreas de cabrucas e vegetação em diferentes graus de regeneração. Particularmente na

área da Reserva Ecológica Michelin, a presença de nuvens pode ter atrapalhado a

classificação, deixando indefinidas as áreas em que se encontram os transectos. Uma vez

que o grau de fiscalização na área é intenso, a vegetação não foi alterada nos últimos anos

(FLESHER, com. pess.). Por esse motivo, optou-se por utilizar também a imagem

elaborada anteriormente (Figura 15) para o relatório final do projeto “Avaliação das

populações do macaco-prego-do-peito-amarelo (Cebus xanthosternos) e proposta de

estratégia para manejo e conservação da espécie” (KIERULFF et al., 2005).

53

Figura 12. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior na REBIO Una, mostrando a classificação da vegetação (escala 1: 250.000 – PROBIO).

54

Figura 13. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior no PESC mostrando a classificação da vegetação (escala 1: 250.000 – PROBIO).

55

Figura 14. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior na Reserva Ecológica Michelin mostrando a classificação da vegetação (escala 1: 250.000 – PROBIO). Provável presença de nuvens prejudica a classificação da vegetação na área.

56

Figura 15. Mapa de localização dos transectos percorridos em estudo anterior na Reserva Ecológica Michelin mostrando a classificação da vegetação (Landsat, 1996). Nota-se que os transectos estão sobre os fragmentos melhor conservados da propriedade, que não foram alterados nos últimos anos.

57

4.2 Análise dos dados

4.2.1 Programa Distance 5.0

Foi utilizado o programa Distance 5.0 (BUCKLAND et al., 1993; THOMAS et al.,

2006) para a análise dos dados do presente estudo nas Serras das Lontras e Javi, bem como

para a análise dos dados não publicados coletados pelo IESB em estudo anterior na REBIO

Una, na região do PESC e na Reserva Ecológica Michelin. A partir das distâncias

perpendiculares do transecto ao primeiro animal avistado em cada ocasião, o programa

Distance 5.0 modela uma Função de Detecção, g(x), e a Função de Probabilidade de

Detecção correspondente, f(x), selecionando uma função chave ou “modelo”(key function)

e uma série de ajustes matemáticos (series expansion). O ponto chave da metodologia

consiste em encontrar a função que melhor espelhe o comportamento das distâncias

observadas e, a partir dela, estimar a proporção de grupos que não foram detectados durante

o censo para, assim, obter uma estimativa de densidade da população de interesse

(CULLEN JR et al, 2004).

Conforme recomendado pelo manual do usuário do programa Distance 5.0,

inicialmente foi realizada uma análise exploratória dos dados, que consiste em selecionar

determinado Filtro (Data Filter) e combiná-lo com um Modelo arbitrário (Model

Definition), variando apenas o intervalo de classes das distâncias perpendiculares nesse

mesmo modelo. Assim, foi possível observar os histogramas de distribuição de freqüências

das distâncias perpendiculares e detectar outliers, agrupamentos em torno de determinadas

distâncias e/ou evidências de fuga dos animais antes da detecção. Feita a análise inicial dos

histogramas, foram testados diversos Filtros selecionando, por exemplo, diferentes

distâncias de truncamento e/ou diferentes classes de distâncias (manualmente determinadas

ou calculadas automaticamente a partir da amplitude das distâncias perpendiculares e do

número de intervalos selecionados). Dentre essas análises, foram selecionadas as que

apresentaram maiores p-valores para os testes de adequação (Goodness-of-fit) de Qui-

quadrado (Chi-p), ou seja, as que melhor se ajustaram à distribuição dos dados. Uma vez

tomadas decisões sobre truncamento e classes de distâncias no Filtro, foram feitos os testes

entre Modelos. Utilizando apenas o Filtro de melhor ajuste (maiores valor de Chi-p), foram

58

realizadas análises com diferentes Modelos (Hazard rate-Cosine, Hazard rate-Polynomial,

Uniform-Cosine, Uniforme-Polinomial, Half normal-Cosine, Negative exponencial-

Cosine). Finalmente, foi utilizado o critério de seleção Akaike (Akaike’s Information

Criterion - AIC), escolhendo-se os Modelos de menor AIC (e Deltas AIC mais próximos de

zero) como os mais ajustados aos dados. Outros fatores, como os níveis apropriados para as

estimativas de densidade e taxas de encontro (por transectos, por área de estudo ou globais)

também foram considerados durante as análises (BUCKLAND et al., 1993; THOMAS et

al., 2002).

4.2.2 Análise combinada de diferentes censos

Para evitar distorções irreais nas curvas de detecção devido a pequenos tamanhos

amostrais, utilizou-se a análise combinada das distâncias perpendiculares de cada espécie

em diferentes áreas de estudo. Esse artifício é útil por aumentar o tamanho amostral e,

conseqüentemente, a confiabilidade das estimativas de densidade. No entanto, só é

plausível se não houver diferença estatística significativa entre as distâncias

perpendiculares das áreas de estudo, isto é, se a variabilidade das distâncias perpendiculares

entre as populações não for maior que a variabilidade dentro da mesma população, o que

pode ser testado através de ANOVA de um critério (DEFLER e PINTOR, 1985; PERES,

1997; PERES, 1999). Uma vez confirmada a ausência de diferença significativa entre as

distâncias perpendiculares de avistamento de cada espécie nas diversas áreas de estudo, foi

possível utilizar o programa Distance 5.0 para gerar estimativas de densidade por área de

estudo e globais, bem como seus respectivos intervalos de confiança.

59

4.2.3 Métodos alternativos

4.2.3.1 Distâncias Média, Máxima e de Queda

Um dos problemas associados às estimativas de densidade de primatas por transectos

lineares está na escolha do cálculo da distância de detecção para a determinação do

tamanho da área amostrada (NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981; DEFLER e

PINTOR, 1985; PERES, 1999; BRUGIERE e FLEURY, 2000). O programa Distance 5.0

fornece uma estimativa dessa distância a partir da distribuição de freqüência dos próprios

dados, mas apresenta limitações quando lida com pequenos tamanhos amostrais (THOMAS

et al, 2002). Optou-se, então, por apresentar os resultados utilizando diferentes métodos

para estimar a distância de detecção efetiva (ou meia largura efetiva do transecto) visando

comparar as estimativas de densidade geradas por cada um deles. Foram utilizados três

métodos que consideram como largura efetivamente amostrada (NATIONAL RESEARCH

COUNCIL, 1981, DEFLER e PINTOR, 1985):

1) Distância perpendicular média: consiste em utilizar a média de todas as distâncias

perpendiculares para calcular a largura do transecto. O método pode superestimar

muito as densidades dos animais (ANDERSON et al., 1979; NATIONAL

RESEARCH COUNCIL, 1981; WHITESIDES et al., 1988; CARO, 1999).

2) Distância perpendicular máxima: utiliza a maior distância perpendicular de detecção

de uma espécie para estimar a largura da área amostrada, o que significa que todos

os grupos detectados serão incluídos. O método pode subestimar a densidade dos

primatas porque superestima a área amostrada (NATIONAL RESEARCH

COUNCIL, 1981; WHITESIDES et al., 1988).

3) Distância de queda (“fall-off distance”): consiste em plotar as distâncias

perpendiculares de avistamento em um histograma e determinar a distância de

queda, a partir da qual o número de avistamentos cai, no mínimo, pela metade (com

relação ao número de avistamentos do intervalo anterior). A estimativa da (meia)

largura efetiva do transecto (w) que deriva da distância de queda pode ser obtida a

partir da fórmula: w = (Nt / Nq)DQ,

60

onde Nt = número total de avistamentos, Nq = número de avistamentos até a distância

de queda, DQ = distância de queda (WHITESIDES et al., 1988).

Essa largura efetiva (w) é uma estimativa da distância a partir da qual o número de

avistamentos obtidos equivale ao número de avistamentos perdidos a distâncias

menores (NATIONAL RESEARCH COUNCIL, 1981; DEFLER e PINTOR, 1985;

WHITESIDES et al, 1988).

4.2.3.2 Abundância Relativa

Considerando as recomendações de que um número mínimo de 40 avistamentos

para cada espécie é necessário para gerar estimativas de densidade confiáveis, alguns

autores se restringem a apresentar os dados na forma de abundâncias relativas, expressas na

forma de taxas de encontro (WALLACE, 2000; BOBADILLA e FERRARI, 2000;

LEHMANN, 2000). Como alternativa para o problema do pequeno tamanho amostral

encontrado no presente estudo, optou-se por utilizar os dados também na forma de

abundâncias relativas, considerando apenas o número de avistamentos (independente da

distância perpendicular de avistamento). As taxas de encontro foram expressas em número

de avistamentos/10km (CHIARELLO, 1999). A título de comparação, as abundâncias

relativas dos primatas foram estimadas novamente, em grupos/10 km, considerando não

apenas os avistamentos, mas também os registros por vocalizações (FLESHER, 2006).

4.2.4 Análise comparativa das estimativas de densidade

Para testar as diferenças entre pares de métodos usados para estimar as densidades

dos primatas nas Serras das Lontras e Javi, na REBIO Una, no PESC e na Reserva

Ecológica Michelin, bem como estimativas globais, foi utilizado o teste não-paramétrico de

Wilcoxon, adotando um nível de significância α = 0.01.

61

5. RESULTADOS E ANÁLISES

5.1 Serra das Lontras e Javi

5.1.1 Esforço amostral

Os censos de primatas foram conduzidos na região das Serras das Lontras e Javi de

abril a dezembro de 2007, totalizando 223,300 km percorridos. O tempo restrito para a

realização do estudo, somado às condições físicas e logísticas imperativas (chuvas

abundantes, dificuldade de acesso aos locais de alojamento ou aos próprios transectos,

distância entre as diferentes localidades de estudo no interior das Serras), impediram o

percurso de kilometragens totais exatamente iguais entre as trilhas. Ainda assim tentou-se

obter um esforço amostral semelhante em todos os transectos (Tabela 1).

Tabela 1. Esforço amostral por transecto nas Serras das Lontras e Javi.

Transecto Extensão (m) Repetições Total percorrido (m)

Bem-te-vi 1350 31 41850

Zé Oduque 1950 23 44850

Catarina 2050 24 49200

Lontras 1* 2000; 1600 13; 14 48400

Lontras 2 1300 30 39000

Total 8650 135 223300

* Durante o trabalho constatou-se que um trecho de 400m do transecto, com inclinação acentuada, não deveria ser amostrado por conferir riscos aos observadores e reduzir a capacidade de detecção dos animais.

5.1.2 Tipos de habitat amostrados nos transectos

Ao longo do trabalho foi possível observar que existe grande heterogeneidade de

habitats no interior das Serras das Lontras e Javi. Não era parte dos objetivos do presente

estudo coletar dados sistemáticos sobre a vegetação, mas uma classificação superficial dos

62

habitats encontrados ao longo dos transectos foi realizada considerando que essa

variabilidade pode influenciar na distribuição e na densidade dos primatas.

As categorias definidas e suas características mais marcantes são:

1. Floresta Madura: elevada abundância de indivíduos arbóreos de grande porte (30-

40m); abertura do dossel e densidade de indivíduos de médio e pequeno porte, bem

como a densidade do sub-bosque, apresentam grande variação entre as localidades;

em termos gerais, é a fisionomia florestal mais alta e heterogênea, com elevada

umidade e menor incidência luminosa em seu interior.

2. Floresta (Madura) Montana: as árvores mais antigas são baixas (15-20m),

retorcidas e cobertas de liquens e briófitas; elevada abundância de indivíduos jovens

(7-10m); sub-bosque denso com elevada densidade de bromélias, lianas e palmeiras;

solo formado por entrelaçados de raízes expostas, em muitos trechos sobre pedras.

3. Floresta em maturação: diferencia-se da Floresta Madura principalmente pela

presença de poucos indivíduos de grande porte (30-40m); predominam os

indivíduos de pequeno e médio porte (8-20m); sub-bosque fechado com grande

densidade de bromélias, lianas e palmeiras;

4. Floresta jovem: raros indivíduos arbóreos de grande porte (25-35m); as árvores de

pequeno e médio porte (8-20m) dominam a fisionomia; sub-bosque fechado;

presença de bromélias, lianas, palmeiras e bambús; diferencia-se da Floresta em

maturação principalmente pela menor estatura do dossel (20 a 25 metros), pela

raridade de grandes árvores e menor densidade de bromélias e palmeiras;

frequentemente apresenta indícios de perturbação humana recente (corte seletivo).

5. Floresta em regeneração: ausência de indivíduos de grande porte; predominância

de indivíduos de médio porte; sub-bosque aberto, com poucos arbustos e palmeiras;

de forma geral, sua aparência é de menor heterogeneidade (dominada por poucas

espécies); ausência de bromélias e cipós.

63

Tabela 2. Extensão dos tipos florestais (m) e esforço amostral total correspondente (m) nas transecções das Serras das Lontras e Javi.

Transectos das Serras das Lontras e Javi

Tipo florestal

Bem-te-vi (1350m)

Catarina (2050m)

Zé Oduque (1950m)

Lontras 1 (750 a 2000m)

Lontras 2 (1300m)

extensão esforço extensão esforço extensão esforço extensão esforço extensão esforço Total madura 400 12400 900 21600 800 18400 1000 22950 800 24000 99350 montana 0 0 450 10800 250 5750 850 21400 0 0 37950 maturação 500 15500 700 16800 350 8050 150 4050 0 0 44400 jovem 450 13950 0 0 500 11500 0 0 500 15000 40450 regeneração 0 0 0 0 50 1150 0 0 0 0 1150 Total (m) 1350 41850 2050 49200 1950 44850 2000 48400 1300 39000 223300

Até o presente, não existe nenhuma estimativa quantitativa sobre a proporção de

tipos florestais encontrados nas Serras das Lontras e Javi. Levando em conta que a escolha

do local dos transectos buscou inserí-los nos melhores fragmentos de matas da região, mas

sem o conhecimento prévio de quais tipos florestais seriam encontrados nos percursos

selecionados, é possível considerar a proporção de habitats encontrada como uma medida

indireta da heterogeneidade florestal existente nos fragmentos em melhor estado de

conservação das Serras. Ao longo dos 8.650 metros de transectos foi registrada uma maior

extensão de Florestas Maduras (3.900 m), seguidas pelas Florestas em Maturação (1.700

m), Florestas Maduras Montanas (1.550 m) e Florestas Jovens (1.550 m). As Florestas em

Regeneração corresponderam a um pequeno trecho de 50 metros no transecto Zé Oduque,

não sendo encontradas em nenhum dos outros transectos. Devido às tentativas de equalizar

o esforço amostral entre transectos, a proporção de esforço em cada tipo florestal equivale

às proporções entre suas extensões. Assim, as Florestas Maduras foram as mais amostradas

(99.350 m), seguidas pelas Florestas em Maturação (44.400 m), enquanto as Florestas

Madura Montana e Jovem tiveram esforços parecidos (37.950 m e 40.450 m,

respectivamente), restando apenas 1.150 m de esforço amostral para a Floresta em

Regeneração.

64

5.1.3 Avistamentos de primatas

Quatro espécies de primatas foram avistadas ao longo dos transectos totalizando 37

grupos de primatas detectados. As espécies mais avistadas foram Cebus xanthosternos e

Callithrix kuhlii, com 16 e 15 avistamentos, respectivamente. Já as espécies Callicebus

melanochir e Leontopithecus chrysomelas foram vistas apenas 3 vezes cada ao longo dos

censos nas Serras. Os dados sobre localização (transectos), número e tipo florestal onde

foram registrados os avistamentos estão resumidos na Tabela 3.

Tabela 3. Avistamentos de primatas nas Serras das Lontras e Javi, número de grupos avistados (n) e tipos florestais ocupados; Espécie n Transecto¹ (n) Tipo Florestal (n)

Callicebus melanochir 3 Btv (3) Em maturação

Callithrix kuhlii 15 Btv (1), Zq (2), Ct (8), Ln1 (2), Ln2 (2)

Madura (4), Montana (4), Em maturação (6), Jovem (1)

Cebus xanthosternos 16 Btv (5), Zq (1), Ct (2), Ln1 (4), Ln2 (4)

Madura (9), Montana (3), Em maturação (1), Jovem (3)

Leontopithecus chrysomelas

3 Ct (2), Ln2 (1) Madura (2),Jovem (1)

¹ Transectos: Bem-te-vi (Btv), Zé Oduque (Zq), Catarina (Ct), Lontras1 (Ln1), Lontras 2 (Ln2);

Nenhuma espécie de primata foi encontrada nas Serras das Lontras e Javi na Floresta

em regeneração, o que pode ser mero reflexo da pequena proporção amostrada desse tipo

florestal. A espécie Callicebus melanochir foi encontrada em apenas um tipo florestal (em

Maturação) de um único transecto (Bem-te-vi). Leontopithecus chrysomelas foi avistado

em apenas dois transectos e dois tipos florestais: Floresta Madura e Jovem. Já as espécies

Callithrix kuhlii e Cebus xanthosternos foram encontradas em todos os transectos

amostrados e nas Florestas Madura, Montana, em Maturação e Jovem. No entanto,

diferiram quanto à frequência de avistamentos em cada tipo florestal: para Cebus

xanthosternos, 56.25% (n = 9) dos avistamentos foram feitos na Floresta Madura, 18.75%

(n = 3) tanto na Floresta Montana quanto na Floresta Jovem e 6.25 % (n = 1) na Floresta

em Maturação; Callithrix kuhlii foi avistado em 40% das ocasiões (n = 6) na Floresta em

65

Maturação, 26.67% (n = 4) tanto na Floresta Madura quanto na Montana e 20% (n = 1) na

Floresta Jovem.

Ao longo da coleta de dados nas serras constatou-se a dificuldade em contar todos os

indivíduos nos grupos avistados. No total, foram contabilizados 138 primatas, da seguinte

forma: 72 indivíduos de Cebus xanthosternos (média = 4.5 indivíduos/grupo), 51

indivíduos de Callithrix kuhlii (média = 3.4 indivíduos/grupo), 8 indivíduos de Callicebus

melanochir (média = 2.67 indivíduos/grupo) e 7 indivíduos de Leontopithecus chrysomelas

(média = 2.33 indivíduos/grupo). No entanto, a maioria dos encontros não durava tempo

suficiente para a visualização de todos os indivíduos dos grupos de primatas de modo que

as contagens são apenas parciais e os tamanhos médios provavelmente estão subestimados.

A fim de auxiliar na interpretação e na análise dos dados coletados, foram gerados

histogramas de distribuição das distâncias perpendiculares de avistamento encontradas para

as espécies de primatas das Serras das Lontras e Javi. Contudo, o reduzido número de

avistamentos obtidos permitiu a elaboração dos histogramas apenas para Cebus

xanthosternos e Callithrix kuhlii. Para tanto, as distâncias medidas foram divididas em

classes calculadas de acordo com a fórmula de SPIEGEL (1977) para a escolha de classes

(nc = 1 + 3.3 log(n), onde nc representa o número de classes e n, o número de

avistamentos) (Figura 16). O reduzido número de avistamentos de Callicebus melanochir e

Leontopithecus chrysomelas impediu a elaboração de histogramas de freqüência para

ambas espécies.

66

Cebus xanthosternos (n = 16)Lontras e Javi

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0 - 9 10 - 19 20-29 30-39 40-49 50 ou >

Distâncias Perpendiculares (m)

A

v

i

s

t

a

m

e

n

t

o

Callithrix kuhli i (n=15)Lontras e Javi

0

1

2

3

4

5

6

0-4 5-9 10-14 15-19 20- 24 25 ou >


A

v

i

s

t

a

m

e

n

t

o

Figura 16. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares de avistamento de Cebus xanthosternos (n = 16) e Callithrix kuhlii (n = 15) nas Serras das Lontras e Javi. 5.2 Reserva Biológica de Una (REBIO Una), Parque Estadual da Serra do

Conduru (PESC) e Reserva Ecológica Michelin 5.2.1 Esforço amostral

Para a coleta dos dados nos outros três fragmentos florestais, pesquisadores do IESB

percorreram: 1) 284 km ao longo de seis transectos na Reserva Biológica de Una, entre os

meses de dezembro de 2002 e setembro de 2003; 2) 228,250 km em cinco transectos no

Parque Estadual da Serra do Conduru, entre os meses de novembro de 2002 e novembro de

2003; e 3) 247 km em seis transectos na Reserva Ecológica Michelin, de janeiro a junho de

2004, totalizando 759,250 km de censos de primatas nas três áreas.

5.2.2 Avistamentos de primatas

Um total de 111 grupos de primatas foi avistado nas três áreas de estudo. As

comunidades de primatas não são iguais entre as três áreas, havendo variação na ocorrência

das quatro espécies registradas (Tabela 4). Com relação aos Callithrix, existem dificuldades

e dúvidas na identificação ao longo da região sul da Bahia. Nas Serras das Lontras e Javi,

bem como na REBIO Una e na região do PESC, as populações correspondem à espécie

67

Callithrix kuhlii, mas na Reserva ecológica Michelin há controvérsias devido às variações

nos fenótipos dos grupos residentes, de modo que serão tratados no presente estudo como

Callithrix sp. Por sua vez, Leontopithecus chrysomelas só ocorre em uma das três áreas de

estudo, a REBIO Una, e Callicebus melanochir não foi registrado no PESC.

Tabela 4. Riqueza de espécies de primatas e número de grupos avistados na REBIO Una, Parque Estadual da Serra do Conduru e entorno (PESC) e Reserva Ecológica Michelin, sul da Bahia, Brasil.

Espécie REBIO Una PESC Michelin

Callicebus melanochir 3 - 16 Callithrix kuhlii 5 13 - Callithrix sp. - - 16 Cebus xanthosternos 15 8 21 Leontopithecus chrysomelas Total

14 37

- 21

- 53

(-) áreas onde a espécie não foi registrada nos censos ou realmente não ocorre.

Analogamente ao processo realizado para as Serras das Lontras e Javi, foram gerados

histogramas de distribuição das distâncias perpendiculares de avistamento dos primatas

para as três áreas e, mais uma vez, o pequeno tamanho amostral foi limitante para a

confecção dos gráficos. Para Cebus xanthosternos foi possível gerar histogramas de

frequências nas três áreas, mas os oito avistamentos do PESC deram origem a um gráfico

pobre em informações (Figura 17). A espécie Callicebus melanochir não foi detectada no

PESC e foi avistada apenas três vezes na REBIO Una, de modo que foi elaborado um único

histograma, correspondente aos avistamentos na Reserva Ecológica Michelin (Figura 18).

Para as espécies de Callithrix foram gerados histogramas das três áreas, no entanto, o

pequeno número de avistamentos de C. kuhlii na REBIO Una gerou um histograma

limitado (Figura 19). Para a espécie Leontopithecus chrysomelas, foi possível gerar apenas

o histograma para os avistamentos na REBIO Una (Figura 20).

68

Cebus xanthosternos (n = 16)Lontras e Javi

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0 - 9 10 - 19 20-29 30-39 40-49 50 ou >


A

v

i

s

t

a

m

e

n

t

o

Cebus xanthosternos (n=21)Michelin

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0-9 10-19 20-29 30-39 40-49 50 ou >


A

v

i

s

t

a

m

Cebus xanthosternos (n = 8)PESC

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

4.5

0- 9 10- 19 20-29


A

v

i

s

t

a

m

Figura 17. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Cebus xanthosternos na REBIO Una (n=15), Reserva Ecológica Michelin (n=21) e PESC (n=8).

Callicebus melanochir (n=16)Michelin

0

1

2

3

4

5

6

0-6 7-13 14-20 21-27 28-34


A

v

i

s

t

a

m

Figura 18. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Callicebus melanochir na Reserva Ecológica Michelin (n = 16).

69

Callithrix kuhli i (n=5)REBIO Una

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

0-4 5-9 10-14 15-19 20-24 25 ou >

Distâncias Perpendiculares

Avistam

entos

Callithrix kuhlii (n=13)

PESC

0

1

2

3

4

5

6

0-4 5-9 10-14 15-19 20 ou >


Avistamentos

Callithrix sp (n=16)Michelin

0

1

2

3

4

5

6

7

0-4 5-9 10-14 15-19 20-24 25 ou >


Avistam

entos

Figura 19. Histogramas de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Callithrix kuhlii (REBIO Una, n=5; PESC, n=13) e Callithrix sp. (Michelin, n=16).

Leontopithecus chrysomelas (n=14)REBIO Una

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0-6 7-13 14-20 21-27 28 ou >


Avistam

entos

Figura 20. Histograma de freqüência das distâncias perpendiculares (m) de avistamento de Leontopithecus chrysomelas na REBIO Una (n=14).

70

Considerando as três áreas de estudo, foram contabilizados ao todo 323 primatas, da

seguinte forma: 137 indivíduos de Cebus xanthosternos (REBIO: n = 44, média = 2,9

indivíduos/grupo; PESC: n = 31, média = 3,9 indivíduos/grupo; Michelin: n = 62, média =

5,63 indivíduos/grupo), 97 indivíduos do gênero Callithrix (REBIO: n = 10, média = 2,0

indivíduos/grupo; PESC: n = 28, média = 2,33 indivíduos/grupo; Michelin: n = 59, média =

3,69 indivíduos/grupo), 40 indivíduos de Callicebus melanochir (REBIO: n = 5, média =

1,7 indivíduos/grupo; Michelin: n = 35, média = 2,19 indivíduos/grupo) e 49 indivíduos de

Leontopithecus chrysomelas (REBIO: n = 49, média = 3,5 indivíduos/grupo). Novamente,

as contagens de indivíduos foram limitadas pela brevidade dos encontros com a maior parte

dos grupos, que dificilmente eram visualizados em sua totalidade.

5.3 Resultados e análises comparadas entre as Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin 5.3.1 Estimativas de Abundância Relativa (grupos/10 km)

Obteve-se diferentes taxas de avistamento, ou seja, diferentes estimativas de

abundâncias relativas para as espécies de primatas em cada área de estudo (Tabela 5). Para

Cebus xanthosternos, espécie encontrada com maior freqüência, as áreas de maior

abundância relativa foram a Reserva Ecológica Michelin e as Serras das Lontras e Javi. A

REBIO Una aparece como a terceira área de maior abundância relativa para a espécie,

seguida pelo PESC. Utilizando os dados das quatro áreas combinados, a abundância

relativa estimada para a espécie foi de 0,61 grupos/10 km. O gênero Callithrix teve as

maiores abundâncias relativas nas Serras das Lontras e Javi e na Reserva Ecológica

Michelin, enquanto na região do PESC teve uma abundância 25% menor. A REBIO Una

foi, de longe, a área de menor abundância relativa para o gênero (73% inferior à abundância

encontrada nas Serras). Utilizando-se a combinação dos dados das quatro áreas de estudo,

a abundância relativa estimada para o gênero foi de 0,50 grupos/10 km. A espécie

Callicebus melanochir apresentou abundâncias relativas similarmente baixas nas Serras das

Lontras e Javi e na REBIO Una. Na Reserva Ecológica Michelin, a espécie chega a ser

71

cinco vezes mais abundante do que nas Serras. Somando os dados das áreas de ocorrência

de C. melanochir, sua abundância relativa estimada foi de 0,29 grupos/10 km. Finalmente,

Leontopithecus chrysomelas, encontrado em apenas duas áreas de estudo, apresentou nas

Serras das Lontras e Javi uma abundância relativa 26% superior a da REBIO Una.

Combinando os dados de ambas obteve-se uma estimativa média de 0,34 grupos a cada 10

km percorridos.

Comparando as quatro espécies em questão, é possível observar que Cebus

xanthosternos corresponde à espécie mais abundante nas quatro áreas de estudo, seguida

pelo gênero Callithrix, que se iguala a Callicebus melanochir apenas na Reserva Ecológica

Michelin. Em terceiro lugar no ranking de abundâncias relativas encontra-se L.

chrysomelas e por último, Callicebus melanochir. No entanto, a análise separada das

últimas espécies em cada área de estudo revela que, na realidade, L. chrysomelas possui

abundância relativa comparativamente elevada na REBIO Una, bem como Callicebus

melanochir na Michelin.

Tabela 5. Esforço amostral (km), número de avistamentos (n) e abundância relativa (n/10 km) das espécies de primatas encontradas em censos nas Serras das Lontras e Javi, na REBIO Una, no Parque Estadual da Serra do Concuru e entorno (PESC) e na Reserva Ecológica Michelin.

Callicebus melanochir

Callithrix Cebus xanthosternos


Área Km

n n/10 km n n/10 km n n/10 km n n/10 km

Lontras e Javi ¹ 223,300 3 0,13 15 0,67 16 0,72 3 0,13 REBIO Una ¹ 284 3 0,11 5 0,18 15 0,53 14 0,49 PESC ¹ 228,250 - - 13 0,57 8 0,35 - - Michelin

247 16 0,65 16 0,65 21 0,85 - -

TOTAL 982, 550 22 0,29* 49 0,50 60 0,61 17 0,34* ¹ Áreas de ocorrência de Callithrix kuhlii; * Desconsiderando os quilômetros percorridos nas áreas onde a espécie não foi registrada. TOTAL-a corresponde à soma das quatro áreas.

Considerando todos os registros obtidos para as espécies, isto é, não apenas os

avistamentos, mas também as vocalizações registradas sem o avistamento dos grupos, a

abundância relativa de algumas espécies aumenta (Tabela 6). A abundância relativa de

Cebus xanthosternos sofre um aumento de 5% nas Serras das Lontras e Javi e de 1,6 % na

72

abundância relativa total (0,62 grupos/10 km). O gênero Callithrix sofre aumentos de 53%

na abundância relativa das Serras das Lontras e Javi, 16,7% na REBIO Una e 31,6% no

PESC, com uma nova abundância relativa global 26% maior (0,63 grupos/10 km) do que a

estimada apenas por avistamentos. A espécie Callicebus melanochir tem aumento de 69%

na abundância relativa das Serras das Lontras e Javi e de 27% na REBIO Una, sofrendo

aumento de 27,6% na abundância relativa global (0,37 grupos/10 km). Por fim,

Leontopithecus chrysomelas apresenta aumento de 76,9% na abundância relativa das Serras

das Lontras e Javi, o que eleva a estimativa de abundância relativa global em 26,4% (0,43

grupos/10 km).

Tabela 6. Esforço amostral (km), número total de registros (n) e abundância relativa (n/10 km) das espécies de primatas encontradas em censos nas Serras das Lontras e Javi, na REBIO Una, no Parque Estadual da Serra do Concuru e entorno (PESC) e na Reserva Ecológica Michelin.

Callicebus melanochir

Callithrix Cebus xanthosternos


Área Km

n n/10 km n n/10 km n n/10 km n n/10 km

Lontras e Javi ¹ 223,300 5 0,22 23 1,03 17 0,76 8 0,36 REBIO Una ¹ 284 7 0,25 6 0,21 15 0,53 14 0,49 PESC ¹ 228,250 - - 17 0,75 8 0,35 - - Michelin

247 16 0,65 16 0,65 21 0,85 - -

TOTAL 982, 550 28 0,37* 62 0,63 61 0,62 22 0,43* ¹ Áreas de ocorrência de Callithrix kuhlii; * Desconsiderando os quilômetros percorridos nas áreas onde a espécie não ocorre. TOTAL corresponde à soma das quatro áreas. 5.3.2 Estimativas de Densidade

Diante do reduzido número de avistamentos obtidos para todas as espécies tanto nas

Serras das Lontras e Javi quanto na REBIO Una, na região do PESC e na Reserva

Ecológica Michelin, optou-se por somar os avistamentos dos diferentes censos, aumentando

o tamanho amostral e, conseqüentemente, a confiabilidade das estimativas de densidade

(GONZALES-SOLIS et al., 2001). Antes disso, realizou-se uma análise de variância para

verificar se havia diferenças significativas entre as distâncias perpendiculares de

73

avistamento de cada espécie nas diferentes áreas (ANOVA 1 critério, α = 0.05) (PERES,

1999; DEFLER e PINTOR, 1985).

A análise de variância das distâncias perpendiculares de cada espécie nas quatro áreas

não foi capaz de identificar diferenças significativas entre as populações (Cebus

xanthosternos: n = 60, F = 2,0413, p = 0,1172; Callithrix: n = 49, F = 0,1786, p = 0,91;

Callicebus melanochir, n = 22, F = 1,003, p = 0,3872; Leontopithecus chrysomelas, n = 17,

F = 0,0498, p = 0,8207), o que permite somar os avistamentos de cada espécie para

conduzir as estimativas de densidade, estratificando-as posteriormente por área de estudo

(PERES, 1997; PERES, 1999; CHIARELLO e MELLO, 2001). Considera-se que os

fragmentos amostrados apresentam estrutura florestal semelhante e que, portanto, essa

variável não interfere na detectabilidade dos animais.

Utilizando a combinação dos dados dos diferentes censos e a fórmula de SPIEGEL

(1977), foi possível gerar histogramas de distribuição de freqüência das distâncias

perpendiculares para a espécie Cebus xanthosternos e para o gênero Callithrix

considerando as quatro áreas de estudo (Figura 21). Para Leontopithecus chrysomelas

foram somados os dados das Serras das Lontras e Javi aos dados da REBIO Una, enquanto

para Callicebus melanochir foram combinados os dados das Serras das Lontras, da REBIO

Una e da Reserva Ecológica Michelin (Figura 22).

Cebus xanthosternos (n=60) Lontras e Javi-REBIO-PESC-Michelin

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 - 9 10 - 19 20- 29 30-39 40-49 50 ou >


Avistamen

Callithrix sp. (n=49) Lontras e Javi-REBIO-PESC-Michelin

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0-4 5- 9 10-14 15-19 20-24 25 ou >


Avistamen

Figura 21. Histogramas de freqüência de distâncias perpendiculares de avistamento combinadas entre as quatro áreas de estudo para Cebus xanthosternos (n=60) e Callithrix sp. (n=49).

74

Callicebus melanochir (n=22) Lontras e Javi-REBIO-Michelin

0

1

2

3

4

5

6

7

0-6 7-13 14-20 21-27 28-34

D istâncias P erpendiculares (m)

Avistamen

Leontopithecus chrysomelas (n=17) Lontras e Javi-REBIO

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0-6 7-13 14-20 21- 27 28 ou >


Avistamento

Figura 22. Histogramas de freqüência de distâncias perpendiculares de avistamento combinadas entre diferentes áreas de estudo para Callicebus melanochir (n=22) e Leontopithecus chrysomelas (n=17).

A Tabela 7 resume as estimativas de distâncias perpendiculares médias, máximas e

distância de queda encontradas para as quatro espécies de primatas em cada área de estudo

e as respectivas estimativas de densidade. Também foram calculadas as diferentes

distâncias e respectivas estimativas de densidade utilizando a soma dos dados espécie-

específicos para todas as áreas de estudo (valores totais na tabela).

Para algumas espécies e áreas, o pequeno tamanho amostral impediu a elaboração do

histograma de freqüências de distâncias perpendiculares e, portanto, não foi possível

estimar as densidades através das distâncias de queda (DQ). É o caso de Leontopithecus

chrysomelas nas Serras das Lontras e Javi e de Callicebus melanochir nas Serras das

Lontras e Javi e na REBIO Una.

Observa-se que as maiores estimativas de densidade para cada espécie foram obtidas

pelo método da distância perpendicular média de avistamento (DP média), que estimou as

menores distâncias de avistamento (meia largura efetivamente amostrada). As menores

estimativas de densidade foram obtidas através do método das distâncias máximas e

estimativas com valores intermediários foram obtidas utilizando-se distâncias de queda.

Apenas Callithrix kuhlii na REBIO foge a esse padrão, apresentando a maior estimativa

75

pelo método da distância de queda (que estimou a menor distância perpendicular), o que

pode ser exlicado pelo fraco histograma de distribuição de frequências de distâncias

perpendiculares resultante do pequeno número de avistamentos – ver Figura 19).

Tabela 7. Distâncias Perpendiculares (DP) Média, Máxima e Distância de Queda (DQ), em metros, e respectivas estimativas de densidade (grupos/km²) dos primatas avistados considerando as áreas de estudo separadamente e combinadas (Total).

Espécie Área N L (km) DP

Média Densidade DP

máxima Densidade DQ Densidade Cebus xanthosternos Lontras e Javi 16 223.3 20.975 1.71 55 0.65 33.78 1.06

REBIO Una 15 284 12.533 2.11 34 0.78 31.07 0.85

PESC 8 228.25 12.375 1.42 29 0.6 18 0.97

Michelin 21 247 21.167 2.01 50 0.85 38.06 1.12

Total 60 982.55 17.785 1.72 55 0.56 35.51 0.86 Callicebus melanochir Lontras e Javi 3 223.3 10.867 0.62 15.6 0.43 - -

REBIO Una 3 284 7.333 0.72 16 0.33 - -

Michelin 16 247 14.938 2.17 34 0.95 29.09 1.13

Total 22 754.3 13.345 1.09 34 0.43 24.44 0.6

Callithrix

Lontras e Javi 15 223.3 9.493 3.54 30 1.12 17.5 1.92

REBIO Una 5 284 8.6 1.02 30 0.29 6.7 1.32

PESC 13 228.25 8.846 3.22 22 1.29 10.4 2.74

Michelin 16 247 7.281 4.45 30 1.08 13.1 2.47

Total* 49 982.55 8.51 2.93 30 0.83 14.7;18.05;

21.65 1.7;1.38; 1.15

L.chrysomelas Lontras e Javi 3 223.3 9.533 0.71 15 0.45 - -

REBIO Una 14 284 8.846 2.59 30 0.76 15.7 1.62

Total 17 507.3 8.975 1.76 30 0.53 17.23 0.97 * Não foi possível determinar uma única distância de queda para os dados combinados de Callithrix, de modo que as estimativas de densidade foram feitas para três distâncias diferentes.

Utilizando os dados somados das áreas de estudo, as densidades estimadas para Cebus

xanthosternos pelos métodos de distância média, distância máxima e distância de queda

variaram de 0,56 a 1,71 grupos/km². O método da distância média encontrou a maior

densidade de C. xanthosternos na REBIO Una, seguida pela Reserva Ecológica Michelin,

76

Serras das Lontras e Javi e , por último, a região do PESC. Já os métodos de distância

máxima e distância de queda encontraram as maiores densidades da espécie para a Reserva

Ecológica Michelin. Pelo método da distância máxima, a REBIO teria a segunda maior

densidade de C. xanthosternos, seguida da Serra das Lontras e Javi e PESC, enquanto o

método da DQ estima a segunda maior densidade da espécie para as Serras das Lontras e

Javi, seguida do PESC e REBIO.

As estimativas globais de densidade para Callicebus melanochir pelos três métodos

variaram de 0,43 a 1,09 grupos/km². O método da distância média encontrou as maiores

densidades na Reserva Ecológica Michelin, seguida da REBIO e das Serras das Lontras e

Javi. O método da distância máxima também encontrou a maior densidade de Callicebus na

Reserva Ecológica Michelin, mas a segunda maior densidade foi estimada para as Serras

das Lontras e Javi e as menores, para a REBIO.

Para o gênero Callithrix, as estimativas globais de densidade variaram de 0,83 a 2,93

grupos/km². Considerando as áreas de estudo separadamente, as maiores densidades para o

gênero foram encontradas pelo método da distância média e as menores, pelo método da

distância máxima (com exceção das estimativas para a REBIO, que foram maiores pelo

método da distância de queda). O método de DQ encontrou as maiores densidades de

Callithrix no PESC, seguido pela Michelin e Serras das Lontras e Javi, com as menores

densidades na REBIO Una.

As densidades globais de Leontopithecus chrysomelas variaram de 0,53 a 1,76

grupos/km². A maior densidade foi estimada para a REBIO pelo método da distância média

e a menor foi estimada pelo método da distância máxima para as Serras das Lontras e Javi.

As estimativas geradas para as Serras das Lontras e Javi pelo método da distância média

foram semelhantes às encontradas para a REBIO pela distância máxima. Estimativas

intermediárias foram obtidas pelo método de DQ para a REBIO e para as duas áreas juntas

(0,97 grupos/km²).

77

5.3.2.a Programa Distance 5.0

Uma vez que a ANOVA não mostrou diferenças significativas entre as distâncias

perpendiculares de cada espécie nas diferentes áreas de estudo, foi realizada uma análise

combinada dos dados somando todas as distâncias perpendiculares encontradas para cada

espécie, que forneceu estimativas de densidade por área de estudo e estimativas globais,

consideradas aqui como médias para a região sul da Bahia.

O Programa Distance 5.0 foi utilizado para realizar as análises exploratórias e

decidir a melhor forma de tratamento dos dados por espécie. Uma vez escolhidos os Filtros

que melhor se ajustaram à distribuição dos dados, foram realizadas inúmeras análises

combinando-os com diferentes modelos de funções de detecção (Hazart rate-Cosine,

Uniforme-Cosine, Half normal-Cosine e Negative Exponential-Cosine) que forneceram

diferentes estimativas de densidade e seus respectivos coeficientes de variação e intervalos

de confiança. Em suma, para a decisão final entre os melhores modelos foram observados

os menores valores do critério AIC, menores valores de coeficiente de variação das

estimativas de densidade (CV), os menores limites de confiança (DS LCL - DS UCL) e os

maiores valores de p para o teste de Goodness-off-fit (Chi-p). As figuras 23 a 26

representam os histogramas de distribuição de frequências das distâncias prependiculares e

as funções de detecção mais adequadas a cada espécie, gerados no programa Distance após

a escolha dos filtros e modelos. O resumo das análises que melhor se ajustaram aos dados

de cada espécie e as estimativas resultantes, encontram-se reunidas na Tabela 8.

Durante a escolha do Filtro para a espécie Cebus xanthosternos o melhor ajuste foi

observado classificando as distâncias perpendiculares em 5 intervalos e truncando os dados

além da distância de 49 metros. Dentre os modelos testados, o Uniforme-Cosine foi

selecionado por apresentar o maior valor de Chi-p (0,895) e os menores valores de AIC

(163,67), delta AIC (0,0) e CV (0,19). Como resultado, o modelo estimou uma largura

efetivamente amostrada (ESW) de 26,3 metros e uma densidade de 1,1 grupos/km² (0,75 –

1,62 grupos/km²) para Cebus xanthosternos.

78

Tabela 8. Teste de modelos das funções de detecção e respectivas estimativas da largura amostrada (ESW), Delta AIC, AIC, p-valores para o teste de Goodness-of-fit de Qui-quadrado (Chi-p), Densidade de grupos/km² (DS), limite de confiança inferior da densidade (DS LCL), limite de confiança superior da densidade (DS UCL) e coeficiente de variação da estimativa de densidade (DV) para Cebus xantosternos, Callithrix sp., Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas.

Espécie Filtro Modelo n ESW Delta AIC AIC

GOF Chi-p DS

DS LCL

DS UCL CV

Cebus¹

Trunc49 5class HazCos 57 26.43 1.71 165.38 0.856 0.99 0.639 1.519 1.26

Unif-Cos 57 26.3 0 163.67 0.895 1.1 0.75 1.62 0.19

HalfCos 57 26.07 0.24 163.91 0.838 1.11 0.733 1.687 0.21

NegExp 57 26.0 2 165.67 0.738 1.1 0.75 1.62 0.19

Callithrix¹ 6class HazCos 49 9.92 1.56 160.19 0.933 2.6 1.174 5.767 0.41

(0-4) UnifCos 49 13.65 3.51 162.15 0.498 1.89 1.135 3.151 0.25

HalfCos 49 11.86 2.45 161.09 0.724 2.18 1.276 3.712 0.27

NegExp 49 10.09 0 158.63 0.932 2.56 1.475 4.441 0.28

Callicebus²

Trunc30 HazCos 21 22.31 1.93 67.44 0.724 0.63 0.243 1.645 0.466

5 class UnifCos 21 19.47 0.05 65.56 0.951 0.73 0.283 1.645 0.453

Manual HalfCos 21 20.15 0 65.51 0.888 0.7 0.27 1.895 0.463

NegExp 21 16.86 0.29 65.81 0.895 0.84 0.299 2.349 0.524

Leontopithecus³ Trunc25 HazCos 16 12.19 1.84 40.59 0.944 1.21 0.548 2.689 0.40

4 class UnifCos 16 13.31 0.18 38.92 0.660 1.11 0.616 2.009 0.28

HalfCos 16 12.29 0.01 38.75 0.852 1.20 0.623 2.327 0.32

NegExp 16 8.65 0 38.75 0.684 1.71 0.766 3.828 0.41

¹Análises combinadas dos avistamentos nas Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin, totalizando 982.550 km percorridos; ² Avistamentos nas Serras das Lontras e Javi, Rebio Una e Reserva Ecológica Michelin, totalizando 754.3 km percorridos; ³ Avistamentos nas Serras das Lontras e Javi e REBIO Una, totalizando 507.3 km percorridos.

As análises para o gênero Callithrix apresentaram melhor ajuste com as distâncias

perpendiculares classificadas em seis intervalos iguais. Os modelos Hazard rate-Cosine e

Negative Exponential-Cosine encontraram valores semelhantes de Chi-p (0,933 e 0,932),

ESW (9,92 m e 10,09 m) e DS (2,6 e 2,56 grupos/ km²). O modelo Negative Exponential

foi escolhido por apresentar menores valores de AIC (158,63), delta AIC (0,00) e CV

(0,28), bem como menor amplitude de IC para a estimativa de densidade (1,475 – 4,441

grupos/ km²).

79

As distâncias perpendiculares de avistamento de Callicebus melanochir tiveram

melhor ajuste quando classificadas manualmente em 5 intervalos (isto é, os intervalos não

possuem necessariamente a mesma amplitude) e truncadas em 30 m. Os modelos de menor

AIC e delta AIC foram Uniforme e Half normal, que forneceram estimativas de largura

efetiva e densidade bastante próximas. No entanto, o modelo Uniforme foi selecionado por

apresentar maior valor de Chi-p (0,951) e menor CV (0,453), obtendo uma estimativa de

0,73 grupos/ km² (0,283 - 1,645 grupos/ km²), a partir da largura efetiva de 19,47 m.

Para a espécie Leontopithecus chrysomelas, o filtro de melhor ajuste utilizou as

distâncias classificadas em 4 intervalos iguais e truncadas em 25 m. O modelo Half normal

foi o que apresentou menor AIC (38,75), mas teve menor valor de Chi-p (0,852) quando

comparado ao modelo Hazard rate (0,944). Ambos resultaram em estimativas muito

próximas de densidade: o modelo Half normal encontrou 1,20 grupos/ km² (0,623 – 2,327

grupos/ km²) enquanto o modelo Hazard rate estimou 1,21 grupos/ km² (0,548 – 2,689

grupos/ km²). Dentre os dois, o modelo Half normal foi selecionado por apresentar os

menores valores de AIC, delta AIC e CV (0,32), fornecendo a menor amplitude de IC para

a estimativa de densidade (0,623 – 2,327 grupos/ km²).

Comparando as estimativas globais das densidades calculadas pelo Distance

observa-se que a espécie encontrada em maior densidade na região sul da Bahia foi

Callithrix kuhlii (2,56 grupos/ km²), seguida de Leontopithecus chrysomelas (1,20

grupos/km²). Em terceiro lugar vem Cebus xanthosternos, com uma densidade global de

1,1 grupos/ km². Finalmente, a espécie de menor densidade foi Callicebus melanochir (0,73

grupos/ km²).

80

Figura 23. Função de detecção de Cebus xanthosternos gerada pelo Distance 5.0, modelo Uniform. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin.

Figura 24. Função de detecção de Callithrix sp gerada pelo Distance 5.0, modelo Negative-Exponential. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin.

81

Figura 25. Função de detecção de Callicebus melanochir gerada pelo Distance 5.0, modelo Uniform. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi, REBIO Una e Reserva Ecológica Michelin.

Figura 26. Função de detecção de Leontopithecus chrysomelas gerada pelo Distance 5.0, modelo Half-normal. Avistamentos combinados das Serras das Lontras e Javi e REBIO Una.

82

5.3.2.b Comparação entre os métodos para estimar densidades

Apesar da variação encontrada entre métodos nas estimativas de densidade (Tabela 9) é

possível observar que, em geral, os valores obtidos para cada espécie em todas as áreas

encontram-se dentro do intervalo de confiança das estimativas fornecidas pelo Distance. As

exceções são as estimativas globais de Cebus xanthosternos pelos métodos de distância

média (1,72 grupos/km²) e máxima (0,56 grupos/km²), que fogem aos limites de confiança

encontrados pelo programa (0,75 – 1,62 grupos/km²); as estimativas de densidade

encontradas pelo método da distância máxima para Callithrix sp. nas Serras das Lontras e

Javi (1,12 grupos/km²), na Reserva Ecológica Michelin (1,08 grupos/km²) e a estimativa

global (0,83 grupos/km²), menores que os limites inferiores dos intervalos de confiança

encontrados pelo Distance (1,23 grupos/km², 1,43 grupos/km² e 1,48 grupos/km²,

respectivamente); e as estimativas por distância máxima para Leontopithecus chrysomelas

na REBIO Una (0,76 grupos/km²) e global (0,53 grupos/km²), menores que os limites

inferiores dos ICs encontrados pelo Distance (0,92 grupos/km² e 0,62 grupos/km²,

respectivamente).

Comparando os quatro métodos, observa-se que as estimativas fornecidas pelo

programa Distance são, em geral, menores que as fornecidas pela distância média e

maiores do que as fornecidas pelas distâncias de queda e máxima. Isso se explica pelo fato

de que a meia largura efetivamente amostrada (ESW) estimada pelo programa é, de modo

geral, maior que as distâncias estimadas pelo método das distâncias médias e menor que as

estimadas pelos métodos de distância máxima e de queda. As exceções a essa regra

ocorrem apenas com as estimativas feitas a partir dos menores tamanhos amostrais (Cebus

no PESC, n = 8; Callithrix kuhlii na REBIO, n = 5; Callicebus nas Serras das Lontras e

Javi, n = 3, e na REBIO, n = 3).

83

Tabela 9. Comparação entre estimativas de densidade (DS) geradas para Cebus xanthosternos, Callithrix sp., Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas, pelos métodos da distância média, distância máxima, distância de queda (DQ) e pelo programa Distance 5.0.

Espécie Área n L (km) DS

DPmédia

DS

DPmáxima

DS DQ DS Distance

Lontras 16 223.3 1.71 0.65 1.06 1.28 (0.57-2.89)

Rebio 15 284 2.11 0.78 0.85 1.00(0.45-2.22)

PESC 8 228.25 1.42 0.6 0.97 0.67(0.24-1.85)

Cebus

Michelin 21 247 2.01 0.85 1.12 1.46(0.61-3.53)

Total* 60 982.55 1.72 0.56 0.86 1.10(0.75-1.62)

Callithrix Lontras 15 223.3 3.54 1.12 1.92 3.33 (1.23-9.02)

Rebio 5 284 1.02 0.29 1.32 0.87(0.30-2.53)

PESC 13 228.25 3.22 1.29 2.74 2.82(0.82-9.78)

Michelin 16 247 4.45 1.08 2.47 3.21(1.43-7.24)

Total* 49 982.55 2.93 0.83 1.7;1.4;1.15 2.56(1.48-4.44)

Callicebus Lontras 3 223.3 0.62 0.43 - 0.35(0.03-3.62)

Rebio 3 284 0.72 0.33 - 0.27(0.03-2.78)

Michelin 16 247 2.17 0.95 1.13 1.56(0.47-5.14)

Total* 22 754.3 1.09 0.43 0.6 0.73(0.28-1.86)

Leontopithecus Lontras 3 223.3 0.71 0.45 - 0.55(0.11-2.68)

Rebio 14 284 2.59 0.76 1.62 1.86(0.92-3.78)

Total* 17 507.3 1.76 0.53 0.97 1.20(0.62-2.33)

*(Estimativas totais obtidas a partir da soma dos avistamentos das áreas de estudo).

Para verificar se existem diferenças significativas entre as estimativas de densidade

fornecidas pelos diferentes métodos, foi utilizado o teste não-paramétrico de Wilcoxon

(CARO, 1999), comparando pares de métodos. Foram excluídas da análise as densidades

que não puderam ser estimadas pelos quatro métodos (Callicebus e Leontopithecus nas

Serras das Lontras e Javi e Callicebus na Rebio Una). Considerando para o teste um nível

de decisão α = 0,01, as estimativas fornecidas pelo método das distâncias médias diferiram

significativamente daquelas obtidas pelos métodos da distância máxima e Distance (Z = -

3,2958; p = 0,0010), bem como pelo método da distância de queda (Z = -3,2330; p =

84

0,0012). A comparação entre o método de distância máxima e os métodos de distância de

queda e Distance também revela estimativas de densidade significativamente diferentes (Z

= -3,2958; p = 0,0010). A única análise que não apresentou diferenças significativas entre

as densidades estimadas foi entre os métodos da distância de queda (DQ) e Distance (Z = -

2,103 e p = 0,035).

Assim como o Distance, os métodos de Distância Média e Distância de Queda

encontraram as maiores estimativas globais de densidade para o gênero Callithrix, seguidas

das espécies Leontopithecus chrysomelas, Cebus xanthosternos e, por último, Callicebus

melanochir. A única exceção nesse ranking de densidades globais foi obtida pelo método

das Distâncias Máximas, que estimou uma densidade maior para Cebus xanthosternos (0,56

grupos/km²) do que para Leontopithecus chrysomelas (0,53 grupos/km²).

6. DISCUSSÃO

6.1 Avistamentos de primatas nas Serras das Lontras e Javi O pequeno número de avistamentos obtido nas Serras das Lontras e Javi,

principalmente no que diz respeito a Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas,

limita a discussão sobre possíveis preferências de habitats entre as diferentes espécies, mas

ainda permite fazer observações descritivas. Callithrix kuhlii e Cebus xanthosternos foram

encontradas em todos os tipos florestais amostrados nas Serras das Lontras e Javi (com

exceção das Florestas em Regeneração, em que não houve avistamentos), atestando sua

grande flexibilidade ecológica (RYLANDS, 1989; RABOY et al. 2008; FLESHER, em

preparação). A maior parte dos avistamentos de Cebus xantosternos foi realizado em

Florestas Maduras (n = 9), havendo apenas um encontro em Floresta em Maturação,

enquanto foi justamente neste tipo florestal que Callithrix kuhlii foi encontrado o maior

número de vezes (n = 6). Os avistamentos de Callithrix kuhlii foram melhor distribuídos

entre os tipos florestais do que os de Cebus xanthosternos, o que pode indicar maior

preferência desta última às Florestas Maduras quando comparada à primeira. Novamente,

no entanto, o pequeno tamanho amostral impede maiores inferências sobre preferências de

habitat.

85

Os três avistamentos de Callicebus melanochir foram na Floresta em Maturação do

transecto Bem-te-vi e, possivelmente, correspondem ao mesmo grupo avistado em

diferentes ocasiões. Esse transecto apresenta as menores proporções de Florestas Maduras e

maiores proporções de Floresta em diferentes estágios de regeneração (em Maturação e

Jovem), estando localizado na borda oeste das Serras das Lontras, portanto, em menores

altitudes e mais próximo a áreas degradadas do que os demais transectos. Os avistamentos

foram sempre próximos à entrada do transecto, ao lado de uma área de transição entre

florestas em regeneração e cabrucas (ambas não amostradas no transecto). Apesar de só

haver sido encontrado nesse transecto, o fato de também haver um mosaico de Florestas

Maduras e em diversos níveis de regeneração nos demais transectos, somado à dificuldade

de visualização da espécie em vista de seu comportamento críptico, torna impossível

afirmar que C. melanochir não ocorra nas demais localidades das Serras das Lontras e Javi.

Leontopithecus chrysomelas foi encontrado apenas nas Florestas Maduras do transecto

Catarina e na Floresta Jovem do transecto Lontras2. Os avistamentos de L. chrysomelas na

trilha Catarina confirmam sua existência nas Florestas Maduras e em altitudes elevadas das

Serras (acima de 600m). A Floresta Jovem do transecto Lontras2 onde a espécie foi

avistada encontra-se circundada por um mosaico de vegetação em diferentes estágios de

regeneração e próxima a uma antiga plantação de pupunha. Dada a preferência (e possível

dependência) da espécie por Florestas Maduras e o argumento de que está sendo forçada a

utilizar habitats secundários graças à destruição florestal (RYLANDS, 1996), é interessante

que a espécie tenha sido observada em habitats degradados em uma região onde existem

ainda grandes áreas de Florestas Maduras. É possível que o grupo utilize a área como

passagem entre florestas em melhor estado de conservação, mas os habitats degradados

também podem ser parte de sua área de vida, visto que a elevada heterogeneidade de

habitats pode oferecer mais recursos do que áreas de vida com apenas um tipo florestal

(RABOY et al., 2004).

Com relação ao tamanho dos grupos avistados existe pouco a ser discutido já que

dificilmente os grupos eram vistos por tempo suficiente para que todo o grupo fosse

contabilizado e acredita-se que as contagens de indivíduos não sejam confiáveis a menos

que os grupos sejam acompanhados por longos períodos de tempo (DEFLER e PINTOR,

1985). O que ocorreu com mais freqüência nas Serras das Lontras e Javi foi a visualização

86

rápida de apenas dois ou três indivíduos, embora fosse possível detectar a presença de mais

idivíduos por movimentos na vegetação e vocalizações, o que leva à conclusão de que os

tamanhos de grupos registrados neste estudo não representam os tamanhos reais dos grupos

presentes na área. Dessa forma, os dados de tamanho de grupo não foram utilizados para

gerar estimativas do tamanho populacional total de cada espécie.

6.2 Abundâncias Relativas

Utilizando apenas os registros por avistamentos, a abundância relativa das espécies

em termos de grupos/10km variou entre as áreas de estudo, mas de modo geral, Cebus

xanthosternos foi a espécie encontrada em maiores abundâncias. É possível que o maior

número de encontros visuais com grupos de Cebus xanthosternos durante o percurso nos

transectos não represente uma maior abundância da espécie, mas seja reflexo do

comportamento mais conspícuo e do maior tamanho de grupo característicos do gênero

Cebus, quando comparado aos Calitriquídeos e Callicebus (DEFLER e PINTOR, 1985;

WHITESIDES et al., 1988; KINZEY, 1981). No entanto, admitindo que a detectabilidade

de cada espécie se mantenha relativamente constante entre as áreas de estudo, observa-se

que Cebus xanthosternos deve encontrar melhores condições ecológicas (e, possivelmente,

menor pressão de caça) na Reserva Ecológica Michelin e nas Serras das Lontras e Javi,

onde foram registradas as maiores abundâncias relativas para a espécie. A REBIO Una

apresenta-se como a terceira melhor área para a espécie em termos de números de grupos

encontrados por 10 km percorridos, enquanto o PESC representa, possivelmente, a área que

suporta menos grupos da espécie e/ou a área onde existe mais caça predatória.

O gênero Callithrix aparece em segundo lugar em termos de abundâncias relativas

(com exceção da área do PESC, onde Callithrix kuhlii é mais abundante que Cebus

xanthosternos), o que também poderia ser creditado ao seu comportamento conspícuo. O

sucesso desses animais em explorar tanto áreas de floresta madura quanto áreas degradadas,

principalmente pela capacidade de utilização de exudados disponíveis ao longo de todo o

ano (RABOY et al., 2008), provavelmente é o fator mais determinante para que a espécie

seja encontrada em abundâncias maiores que L. chrysomelas e C. melanochir. A

abundância relativa extremamente baixa encontrada na REBIO Una possivelmente se deve

87

à maturidade dos fragmentos em que foram localizadas as transecções lineares. É provável

que a qualidade e a extensão das Florestas Maduras amostradas na REBIO signifiquem uma

menor disponibilidade de recursos para os grupos de Callithrix kuhlii comparado a outras

áreas onde existem Florestas secundárias mais próximas às transecções ou sendo

efetivamente amostradas.

As abundâncias relativas menores de Callicebus melanochir nas Serras das Lontras

e Javi e na REBIO poderiam ser explicadas pelo comportamento críptico da espécie, que

costuma paralisar os movimentos e evitar a vocalização quando detecta a presença humana,

comportamento também observado para outras espécies do gênero (DEFLER e PINTOR,

1985; PINTO et al., 1993; PRICE et al., 2002). No entanto, a elevada abundância da

espécie na Reserva Ecológica Michelin, inclusive idêntica à abundância relativa encontrada

para o gênero Callithrix nessa área pode indicar que, de fato, as estimativas representam a

proporção populacional real de cada espécie nas diferentes áreas. Apesar de não estar

completamente livre dos caçadores da região, a caça não deve ser o principal fator por trás

da variação nas abundâncias de Callicebus melanochir (FLESHER, comunicação pessoal).

É provável que diferenças na disponibilidade de recursos alimentares para a espécie sejam

determinantes para que ocorra em abundâncias cinco vezes superiores na Reserva

Ecológica Michelin quando comparada às Serras das Lontras e Javi e à REBIO Una.

As abundâncias relativas encontradas no presente estudo podem ser comparadas às

estimadas por Flesher (2006) na Reserva Ecológica Michelin e em fragmentos da região de

Ituberá, Bahia (Tabela 10). Ao utilizar apenas os fragmentos em que as espécies foram

avistadas, é possível calcular abundâncias relativas médias para cada uma delas a partir dos

dados da tabela. Cosiderando os dois fragmentos em que Cebus xanthosternos foi

encontrado (Pacangê e Karin/Guadalupe), a espécie teria uma abundância de 0,60

grupos/10km. No entanto, a abundância aumenta para 0,98 grupos/10km quando

considerado apenas o fragmento dentro da Reserva Ecológica Michelin, valor bastante

próximo à estimativa de 0,85 grupos/10km encontrada pelo presente estudo para Cebus

xanthosternos na mesma Reserva.

88

Tabela 10. Resumo das abundâncias relativas de Cebus xanthosternos, Callicebus melanochir e Callithrix sp. encontradas por FLESHER (2006) na Reserva Ecológica Michelin (REM) e outros fragmentos florestais da região de Ituberá (BA) através de censos diurnos.

Área de estudo Área de Censo Esforço

(km)

Cebus

xanthosternos

Callicebus

melanochir*

Callithrix

sp.

REM

(Vila 5 e Pancada

Grande)

600 ha 73.2 0 1.37 2.87

REM (Pacangê) 500 ha

(fragm. de 13000 ha)

40.7 0.98 0.25 0.49

REM (Luís Inácio) 120 ha 18.5 0 1.08 1.08

Bom Sossego 280 ha

(fragm. de 580 ha)

23.5 0 0 1.28

Karin/Guadalupe 500 ha


43 0.23 0.23 0.47

Piauí 100 ha

(fragm. de 400 ha)

20 0 0.50 0.50

Ondulada 100 ha


25.2 0 0 0.40

* Os dados para Callicebus melanochir são de avistamentos, não de vocalizações (long-calls).

A abundância relativa média para Callicebus melanochir seria de aproximadamente

0,77 grupos/10km considerando todos os fragmentos em que a espécie foi encontrada, e de

0,99 grupos/10km tomando-se apenas os fragmentos no interior da Reserva Ecológica

Michelin. Já os cálculos para Callithrix sp. na região de Ituberá estimam uma abundância

relativa de aproximadamente 1,31 grupos/10km. Considerando apenas os três fragmentos

dentro da Reserva Ecológica Michelin, a estimativa aumenta para 1,89 grupos/10km. Todas

as estimativas derivadas do estudo de FLESHER são superiores às abundâncias relativas

encontradas no presente estudo para Callicebus melanochir e Callithrix sp. na Reserva

(0,65 grupos/10km), o que provavelmente não representa diferenças reais, mas revela erros

de amostragem,.indicando que muitos grupos das duas espécies passaram despercebidos ao

longo dos censos realizados pelos pesquisadores do IESB.

89

6.3 Estimativas de densidade

De forma geral, o número de avistamentos para cada espécie nas diferentes áreas de

estudo foi pequeno (n < 30), o que limita a confiabilidade das estimativas de densidade pelo

método de transecções lineares. Mesmo assim, é possível analisar os dados

comparativamente, retirando daí inúmeras informações sobre as populações de primatas

remanescentes nos fragmentos florestais das quatro áreas. O aumento do tamanho amostral

conferido pela utilização dos avistamentos combinados (soma dos avistamentos de uma

espécie em todas as áreas de estudo) eleva a confiabilidade das estimativas de densidade,

mas é necessário assumir que possíveis diferenças ambientais e entre as populações das

diferentes áreas de estudo não são suficientes para afetar a detectabilidade das espécies

(ANOVA não significativa entre as distâncias perpendiculares de avistamento).

6.3.1 Comparação entre métodos

Uma vez que as observações usadas para estimar densidades são as mesmas e visto que

as diferentes áreas de estudo foram amostradas repetidamente, as fontes de variação nos

resultados decorrem dos métodos analíticos utilizados (WHITESIDES et al., 1988).

Primeiramente, a variação encontrada entre as estimativas de densidade refletem as

diferenças nas larguras efetivas encontradas por cada método. De forma geral, as

estimativas de largura efetiva encontradas pelo método da distância máxima tendem a

subestimar as densidades por utilizarem avistamentos muito distantes do transecto, que

geralmente correspondem a eventos fora do comum (outliers) (NRC, 1981; WHITESIDES

et al., 1988).

As distâncias médias, por sua vez, tendem a sofrer maior viés em função do

comportamento das espécies (mais ou menos conspícuas) ou de seus tamanhos de grupos.

Considerando que o tamanho do grupo influencia no seu espalhamento e que existem

maiores probabilidades de se detectar os indivíduos mais próximos do transecto, é provável

que quanto maior o grupo, mais espalhado ele esteja e, portanto, mais subestimadas serão

as distâncias de avistamento encontradas para a espécie que apresente essa característica

90

(ANDERSON et al., 1979; WHITESIDES et al., 1988). No presente estudo, as espécies

Cebus xanthosternos e Callithrix kuhlii apresentaram as maiores diferenças entre as

estimativas de densidade de grupos geradas pelo método da distância média e os demais

(Tabela 9). A explicação para tal diferença pode estar no maior tamanho (e espalhamento)

de grupo de Cebus xanthosternos, que acaba puxando as distâncias de avistamento para

valores menores; e no comportamento mais conspícuo de Callithrix kuhlii, que costuma

vocalizar e mesmo se aproximar em resposta à presença dos observadores, aumentando a

frequência de detecção a distâncias mais curtas.

Quando comparado aos métodos das distâncias médias e máximas, o método das

distâncias de queda provavelmente fornece estimativas mais confiáveis de densidade para

todas as espécies (DEFLER e PINTOR, 1985; WHITESIDES et al., 1987) porque utiliza a

inspeção dos histogramas de freqüências de distâncias perpendiculares de avistamento. De

certo modo, esse método parece mais razoável que os anteriores na medida em que

considera como (meia) largura efetiva uma distância a partir da qual a probabilidade de

avistar determinada espécie cai consideravelmente (50 %). No entanto, o método ainda é

mais simplório que o programa Distance no que diz respeito a considerar a probabilidade de

detecção de uma espécie no cálculo de sua densidade e, portanto, é provável que suas

estimativas estejam mais distantes do valor real quando comparadas às estimativas geradas

pelo programa. De qualquer modo, de acordo com o teste de Wilcoxon, as estimativas de

densidade obtidas pelas distâncias de queda não diferem significativamente das densidades

estimadas pelo Distance 5.0.

Uma vantagem de utilizar o programa Distance 5.0 para gerar estimativas de densidade

de espécies que vivem em habitats florestais, em que muitas vezes a visibilidade é reduzida,

é o fato de que o programa considera a proporção de avistamentos perdidos no cálculo de

densidade da população de interesse (CULLEN JR e RUDRAN, 2003). A análise das

abundâncias relativas encontradas no presente trabalho constatou que alguns grupos das

quatro espécies de primatas não foram avistados, apesar de detectados por vocalizações,

durante os percursos nas transecções lineares (Tabelas 5 e 6), o que fortalece a necessidade

de considerar os avistamentos perdidos nos cálculos de densidade.

A variação na detectabilidade das espécies, derivada de diferenças em características

intrínsecas como tamanho de grupo e comportamento, também pode inserir erros nas

91

estimativas de densidade. O programa Distance considera uma medida da probabilidade de

deteção de cada espécie, utilizando-a como fator de correção nas estimativas de densidade,

de forma que suas estimativas provavelmente representam uma medida mais confiável de

comparação entre as abundâncias das diferentes espécies de primatas encontradas no

presente estudo. É valido observar também que os intervalos de confiança fornecidos pelo

programa para as estimativas de densidade das quatro espécies incluem a maior parte das

estimativas geradas pelos demais métodos, o que indica que embora exista variação nos

resultados, essa variação encontra-se dentro da esperada pelas estimativas mais confiáveis

de densidade.

6.3.2 Comparação de densidades entre áreas e com outros estudos no sul da Bahia

Existem poucos trabalhos publicados sobre estimativas populacionais dos primatas do

sul da Bahia, todos restritos a uma área de estudo em particular na região de Una – REBIO

Una ou Estação Experimental Lemos Maia (RYLANDS, 1989; DIETZ, 1994, 1996;

HEIDUCK, 2002; CARDOSO, 2008). Os resultados do presente estudo permitem

comparar estimativas populacionais dos primatas do sul da Bahia em quatro áreas (Tabela

9) e traçar um perfil do estado de suas populações em caráter local e regional. A

comparação das densidades estimadas no presente estudo com as estimativas de densidade

encontradas na literatura (Tabela 11), principalmente aquelas derivadas de estudos sobre a

área de vida de grupos focais, indicam a validade das estimativas fornecidas pelo programa

Distance 5.0.

92

Tabela 11. Comparação entre estimativas de densidade reportadas na literatura e geradas no presente estudo pelo Programa Distance 5.0 para Cebus xanthosternos, Callithrix kuhlii, Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas no sul da Bahia.

* Calculadas a partir das densidades em indivíduos/ km² e tamanhos médios de grupo; ¹ Densidade estimada a partir da área de vida de um grupo focal; ² Densidade média estimada a partir da área de vida seis grupos; ³ Estação Experimental Lemos Maia – CEPEC/CEPLAC; ° Considerando apenas fragmentos acima de 75 ha;

Uma possível limitação à abordagem que compara desidades de primatas entre áreas de

estudo está no fato de que assume um grau de uniformidade do habitat e de densidades das

espécies dentro de cada área (ROVERO e STRUHSAKER, 2007). Contudo, nos casos em

que a heterogeneidade de habitats é pronunciada, como em áreas montanhosas ou altamente

93

perturbadas, muitas vezes é difícil garantir relativa uniformidade de habitats ao longo de

transectos de 2 km de extensão (ROVERO et al., 2006). Na ausência de estudos

fitossociológicos que atestem quantitativamente as diferenças entre as áreas de estudo, o

presente trabalho as considera semelhantes quanto à heterogeneidade de habitats florestais

que apresentam.

Um dos fatores mais marcantes observado nas Serras das Lontras e Javi foi a elevada

heterogeneidade ambiental, mas é provável que essa característica, por si só, não as

diferencie das demais áreas de estudo. Pelo contrário, os fragmentos florestais que

compõem a REBIO Una, o PESC e a Reserva Ecológica Michelin são também altamente

heterogêneos, apresentando-se como verdadeiros mosaicos de tipos florestais em diferentes

estágios de regeneração. No entanto, é provável que a composição florística dos diferentes

tipos florestais encontrados nas quatro áreas seja diferente, principalmente em função de

seus históricos de exploração (ROVERO e STRUHSAKER, 2007), o que pode ter grande

influência na sua capacidade de suportar primatas (RYLANDS et al,1993) e, portanto, nas

densidades populacionais das diferentes espécies em cada área (ROBINSON e REDFORD,

1986).

O corte seletivo, por exemplo, pode ter efeitos diferentes sobre as diversas espécies de

primatas, havendo aquelas que declinam após a extração florestal, outras que persistem e

mesmo as que se beneficiam por alterações provocadas na composição florística dos

fragmentos florestais (ZUNINO et al., 2007). Inúmeros outros fatores ambientais

associados ao corte seletivo podem influenciar a abundância de primatas, como a abertura

de clareiras que reduzem a conectividade das copas aumentando o gasto energético do

deslocamento e o aumento da intensidade de caça que geralmente acompanha a atividade

de extração madeireira (BENNET e ROBINSON, 2000). Em última instância, no entanto,

os declínios populacionais associados ao corte seletivo são provavelmente causados pela

redução na disponibilidade de recursos alimentares (CHAPMAN et al.,2000; WORMAN e

CHAPMAN, 2006). Apesar de seus históricos de exploração intensiva de madeira, a

REBIO Una e a Reserva Ecológica Michelin possivelmente tiveram maior redução nos

impactos da atividade após a implantação dos respectivos sistemas de fiscalização do que a

região do PESC, que teve áreas intensamente exploradas até recentemente (MARTINELLI

et al, 2007). Apesar de não constituirem áreas legalmente protegidas, as Serras das Lontras

94

e Javi são, provavelmente, menos afetadas pela exploração madeireira graças às

dificuldades impostas pelo relevo.

A região do PESC pode haver sofrido maiores perdas na capacidade suporte pela

intensa retirada de árvores frutíferas que constituíam recursos alimentares, provocando uma

redução na densidade dos primatas remanescentes. Esse fator poderia estar relacionado às

menores abundâncias relativas e densidades de Cebus xanthosternos nessa área quando

comparadas às Serras das Lontras e Javi, à Reserva Ecológica Michelin e à REBIO Una.

Callithrix kuhlii também teve menores densidades no PESC do que nas Serras das Lontras

e Javi e na Reserva Ecológica Michelin (Callithrix sp.), mas a diferença entre as estimativas

é relativamente pequena e, tendo em vista a enorme capacidade do gênero em explorar

habitats degradados, dificilmente poderia ser explicada por uma redução na disponibilidade

de recursos pelo corte seletivo.

Por sua vez, a REBIO Una apresentou densidades de Cebus xanthosternos inferiores às

encontradas nas Serras das Lontras e Javi e na Reserva Ecológica Michelin, sugerindo que

sua capacidade suporte para a espécie é menor. Um estudo de longo prazo na REBIO Una

estimou área de vida de 969 a 1000 ha para um grupo focal de Cebus xanthosternos

(SUSCKE, 2009). A enorme área de vida do grupo pode ser reflexo da menor

disponibilidade ou da distribuição esparsa dos recursos alimentares, principalmente frutos,

na REBIO Una, quando comparada a outras áreas de Mata Atlântica. Se for considerado

que não existe sobreposição de territórios entre os grupos, a densidade estimada a partir da

área de vida na REBIO Una equivale a 0,1 grupos/km² (Tabela 11), bastante inferior a todas

as estimativas para a espécie no presente estudo (Tabela 9). No entanto, já foi observado

outro grupo de Cebus xanthosternos dentro da área de vida do grupo focal na REBIO Una

(KIERULFF, comunicação pessoal), o que significa que as densidades da espécie na

reserva devem ser maiores do que a estimativa derivada da área de vida. As estimativas do

Distance para a espécie na REBIO (1,00 grupos/km²; IC: 0,57 – 2,89 grupos/km²) estão

mais próximas às encontradas por Rylands na região de Una (0,73 grupos/km²) (PINTO et

al., 1993), mas poderiam estar superestimadas devido ao comportamento conspícuo da

espécie que facilita sua visualização na floresta.

A REBIO Una pode representar uma área de recursos limitados também para Callithrix

kuhlii, o que explicaria as estimativas de densidade bastante inferiores às encontradas nas

95

outras três áreas de estudo (Tabela 9). Raboy et al. (2008) encontraram maiores áreas de

vida (33,7 a 58,3 ha), maior deslocamento diário, maiores distâncias percorridas entre

árvores frutíferas, de gomas ou de nectar e maior diversidade de frutas consumidas por

Callithrix kuhlii na REBIO Una, em comparação a outras espécies do gênero. Os autores

sugeriram que os recursos tróficos para C. kuhlii na reserva são amplamente distribuidos e

potencialmente limitados e que a espécie utiliza uma estratégia mais generalista que a

maioria dos saguis do sudeste brasileiro para maximizar sua eficiência de forrageio. As

densidades derivadas das áreas de vida encontradas por Raboy et al. (2008) (2,57

grupos/km², n = 6 grupos; 1,72 – 2,97 grupos/km², n = 1 grupo focal) são muito

semelhantes à estimativa de densidade para Callithrix sp no sul da Bahia (2,56 grupos/km²;

IC: 1,48 – 4,44 grupos/km²) e ligeiramente inferiores às estimativas encontradas para C.

kuhlii nas Serras das Lontras e Javi (3,33 grupos/km²), Callithrix sp. na Reserva Ecológica

Michelin (3,21 grupos/km²) e C. kuhlii no PESC (2,82 grupos/km²).

O número reduzido de avistamentos de C. kuhlii através dos transectos lineares na

REBIO Una (n = 5) gerou estimativas de densidade muito inferiores às encontradas a partir

das áreas de vida. Considerando válida a densidade derivada do estudo de Raboy et al

(2008) (Tabela 11), as populações de Callithrix parecem ter abundância semelhante ao

longo do sul da Bahia, o que pode ser um reflexo da elevada flexibilidade ecológica que

lhes confere sucesso principalmente em áreas de vegetação secundária (RABOY et al.,

2008). Em um estudo de três meses conduzido na Estação Experimental Lemos Maia,

próximo à REBIO Una, Rylands (1989) encontrou áreas de vida de 10 a 13 ha para C.

kuhlii, estimando uma densidade de 7,7 a 10 grupos/km² e, através de censos em 3,5 km de

transectos na mesma área de estudo, uma densidade de 8,7 a 9,7 grupos/km² (Tabela 11).

Ambas são comparáveis aos extremos supriores dos ICs encontrados para as estimativas de

densidade da espécie nas Serras das Lontras e Javi (9,02 grupos/km²) e na região do PESC

(9,78 grupos/km²). As densidades mais elevadas podem derivar de variações nos métodos

utilizados ou de uma menor disponibilidade de recursos para a espécie na REBIO Una

comparada à Estação Experimental Lemos Maia.

Leontopithecus chrysomelas foi encontrado nas Serras das Lontras e Javi em densidades

(0,55 grupos/km²; IC: 0,11 – 2,68 grupos/km²) cerca de três vezes inferiores às estimadas

para a REBIO Una (1,86 grupos/km²; IC: 0,92 – 3,78 grupos/km²). O pequeno número de

96

avistamentos nas Serras compromete a confiabilidade da estimativa de densidade, mas

também é um indício de que a espécie pode estar presente na região em baixas abundâncias.

As estimativas médias das duas áreas inserem-se no intervalo das densidades encontradas

por Rylands (1989) na Estação Experimental Lemos Maia (0,9 – 3,0 grupos/km²), havendo

enorme conformidade entre este e o intervalo de confiança encontrado para a espécie na

REBIO Una (0.92 - 3.78 grupos/km²). A partir das estimativas de área de vida de grupos

focais obtidas em estudos de longo prazo por Dietz et al (1994, 1996) e Cardoso (2008), é

possível derivar densidades ligeiramente inferiores, mas inseridas no intervalo de confiança

encontrado pelo Distance para a reserva (Tabela 11). Essa concordância indica que, apesar

do pequeno número de avistamentos, o programa foi capaz de estimar densidades próximas

às reais para a REBIO, onde L. chrysomelas provavelmente é mais abundante quando

comparado às Serras das Lontras e Javi (Tabela 9). A densidade média estimada pelo

Distance para a espécie no sul da Bahia (1.20 grupos/km²; IC: 0.62-2.33 grupos/km²) é

exatamente igual à estimativa média encontrada por PINTO (1994a) na região (1,2

grupos/km²) (Tabela 11).

É provável que existam diferenças ecológicas significativas na disponibilidade de

recursos para Leontopithecus entre as duas áreas, embora pareçam semelhantes com relação

à presença de ocos de árvores usados como dormitórios, encontrados principalmente em

Florestas Maduras, e à elevada abundância de bromélias (SILVEIRA et al, 2005) – recursos

considerados determinantes para a sobrevivência da espécie nos fragmentos florestais

(RYLANDS, 1989; RABOY et al, 2004). Considerando a predileção do gênero por

florestas de áreas baixas (RYLANDS et al., 1991-1992), as densidades reduzidas de L.

rosalia em florestas localizadas a 550 m de altitude e a ausência de registros da espécie

acima desse nível (KIERULFF e RYLANDS, 2003), é possível considerar que as elevadas

altitudes sejam o principal fator limitante para Leontopithecus chrysomelas nas Serras das

Lontras e Javi. Apesar da espécie haver sido encontrada acima de 600 metros no presente

estudo, é provável que não seja tão eficiente na utilização das florestas que ocorrem em

altitudes mais elevadas na região das Serras quando comparada ao calitriquídeo simpátrico

Callithrix kuhlii, presente em abundâncias superiores. A temperatura mais baixa e umidade

mais elevada das Florestas Montanas localizadas nos topos das Serras podem limitar a

97

ocorrência de Leontopithecus chrysomelas não apenas pelas condições físicas mas também

por diferenças nos recursos disponíveis.

As densidades de Callicebus melanochir estimadas para as Serras das Lontras e Javi

e para a REBIO Una podem representar uma abundância reduzida da espécie nas duas

áreas, mas também podem estar subestimadas pela dificuldade de visualização em função

do comportamento críptico da espécie (DEFLER e PINTOR, 1985; PRICE et al., 2002).

Ainda assim, admitindo uma detectabilidade constante para a espécie entre as áreas de

estudo, os resultados indicam que a Reserva Ecológica Michelin suporta cinco vezes mais

grupos (1,56 grupos/km²) de Callicebus melanochir do que as Serras das Lontras e Javi

(0,35 grupos/km²) e a REBIO Una (0,27 grupos/km²). As estimativas para as três áreas são

bastante inferiores às encontradas para a espécie pelo estudo da área de vida de um grupo

focal na Estação Experimental Lemos Maia (4,54 grupos/km²) (HEIDUCK, 2002) (Tabela

11). A variação nas estimativas pode refletir diferenças reais nas densidades das diferentes

populações mas também pode derivar de diferenças no métodos utilizados entre os dois

estudos.

Flesher (comunicação pessoal) afirma que na região de Ituberá a espécie é comum e

abundante em algumas florestas, especialmente as da Reserva Ecológica Michelin, mas rara

em outras. Uma possível explicação para as abundâncias irregulares de C.melanochir seria

que a espécie busca recursos preferenciais em determinados habitats. HEIDUCK (2002)

registrou uma utilização mais intensa de florestas maduras do que seria esperado pela

disponibilidade desse habitat na área de vida de um grupo focal de Callicebus melanochir,

indicando que a espécie pode preferir recursos encontrados nesse habitat. No entanto, a

espécie também se mostrou capaz de explorar florestas sujeitas a corte seletivo de madeira,

mesmo que com menor intensidade. No caso da região do PESC, apesar do corte seletivo

de madeira, a existência de um mosaico de habitats florestais em diferentes graus de

conservação seria propícia à presença de Callicebus melanochir. No entanto, a espécie não

foi registrada nessa área, o que pode advir da ocorrência em baixas abundâncias somada ao

comportamento críptico, ou pode significar que a espécie já não ocupa esses fragmentos.

Outro fator que pode influenciar a abundância de primatas em fragmentos florestais

é a ocorrência de predadores de topo de cadeia alimentar (GONZALES-SÓLIS et al.,

1996). Acredita-se que ainda existam mesopredadores nas quatro áreas investigadas no sul

98

da Bahia, principalmente felinos, canídeos e aves de rapina, mas a ausência de estudos

impede o estabelecimento de uma relação entre sua presença e a abundância dos primatas.

Nas Serras das Lontras e Javi, um indivíduo de Eira barbara adulto foi avistado e foram

encontrados registros indiretos (arranhões nas árvores, pegadas e fezes) de felinos de médio

e grande porte nos transectos, provavelmente referentes a Puma yaguarondi, Puma

concolor e Leopardus sp., registrados para a região em entrevistas (MOURA, 2003) e

conversas com moradores locais (observação pessoal). Sua presença sugere que ainda

existe uma comunidade residente de predadores capaz de influenciar a abundância dos

primatas nessa região. SILVEIRA et al (2005) frequentemente registraram a presença de

grande raptores nas Serras das Lontras e Javi, inclusive um indivíduo de Harpia harpyia

carregando material para construção de ninho. Indivíduos de Eira barbara foram avistados

nos censos da REBIO Una (n = 1), da Reserva Ecológica Michelin (n = 6) e do PESC (n =

2), bem como Leopardus tigrinus (n = 1) e Leopardus wiedii (n = 1) nos transectos da

Reserva Ecológica Michelin. Indivíduos de Puma concolor e Puma yaguarondi, bem como

o raptor florestal, Leucopternis lacernulata, grande o suficiente para capturar primatas,

foram vistos fora dos transectos na Reserva Ecológica Michelin (FLESHER, comunicação

pessoal).

Outra forma de predação a que os primatas estão sujeitos é a caça promovida por

humanos, que afeta principalmente as espécies de grande porte, podendo levar populações

ao declínio e até à extinção local (RAEZ-LUNA, 1995; PERES, 2001). Quando

consideradas a elevada flexibilidade ecológica das espécies do gênero Alouatta

(CROCKETT, 1998; ARROYO-RODRIGUES e MANDUJANO, 2006), a capacidade de

Brachyteles hypoxanthus em explorar tanto florestas maduras quanto florestas secundárias

(BRITTO e GRELLE, 2006) e a razoável extensão e qualidade dos fragmentos florestais

remanescentes no sul da Bahia, é plausível admitir que as populações de Alouatta guariba e

Brachyteles hypoxanthus tenham sido levadas à extinção local principalmente através da

caça predatória (MOURA, 2003).

Cebus xanthosternos também parece sofrer com a caça predatória, a exemplo da região

de Ituberá, onde a espécie é ausente na maioria dos fragmentos desprotegidos, externos à

Reserva Ecológica Michelin (FLESHER, em preparação). Também é comum encontrar

indivíduos da espécie mantidos em cativeiro como animais de estimação em toda a sua área

99

de ocorrência (KIERULFF et al., 2005). Diante da elevada flexibilidade ecológica

característica do gênero, é bem provável que a caça, e não a falta de recursos alimentares,

seja o principal fator de ameaça às populações da espécie. As demais espécies,

Leontopithecus chrysomelas, Callithrix kuhlii e Callicebus melanochir provavelmente

sofrem menos com a caça de subsistência em vista de seus portes reduzidos, mas podem ter

suas abundâncias alteradas indiretamente por essa atividade em função dos impactos na

fauna de predadores (GONZALES-SOLIS, 1996). Por outro lado, podem ser vítimas de

caçadores que objetivam comercializá-las como animais de estimação, principalmente L.

chrysomelas e C. kuhlii (PINTO, 1994).

Apesar da caça ser praticada nas quatro áreas estudadas, sua intensidade provavelmente

varia em função de fatores como a densidade populacional humana ao redor dos

fragmentos, o grau de fiscalização da área e a facilidade de acesso ao interior dos

fragmentos. O presente estudo não incluiu investigações sobre a intensidade de caça, mas

acredita-se que, atualmente, a Reserva Ecológica Michelin seja a área mais protegida graças

ao sistema de fiscalização implantado desde 2005. As duas áreas legalmente protegidas, a

Reserva Biológica de Una e o PESC, são alvos de caçadores clandestinos até hoje,

denunciando a ineficiência do Poder Público em fiscalizá-las, mas não há estudos que

permitam identificar os reais impactos às populações de primatas residentes. A região das

Serras das Lontras e Javi, desprovida de qualquer forma de proteção legal, também é vítima

da caça de subsistência (observação pessoal; SILVEIRA et al, 2005), mas o relevo

montanhoso pode representar uma barreira a essa atividade na região.

6.3.3 Comparação das densidades para o sul da Bahia com outras áreas de Mata

Atlântica

As densidades médias encontradas para as quatro espécies de primatas no presente

estudo podem ser comparadas às estimativas obtidas para espécies congenéricas em outras

regiões de Mata Atlântica (Tabela 12). A densidade média de C. xanthosternos no sul da

Bahia (1,10 grupos/km²; IC: 0,75 – 1,62 grupos/km²) é bastante próxima às densidades de

1,17 grupos/km² encontradas para Cebus nigritus no fragmento de Paranapiacaba, em São

Paulo (GONZALES-SOLIS et al., 2001) e de 1,6 grupos/km² na Reserva Biológica

100

Augusto Ruschi, no Espírito Santo (PINTO et al,1993). Também é possível derivar

densidades próximas a partir das estimativas de indivíduos/km² e do tamanho médio de

grupo encontrados por Chiarello e Melo (2001) para C. nigritus em outros fragmentos do

Espírito Santo (0,94 grupos/km² na Reserva Biológica de Córrego Grande; 1,6 grupos/km²

no fragmento Puriti; 1,65 grupos/km² na Reserva Biológica Córrego do Veado; 2,37

grupos/km² na Reserva Biológica de Sooretama). Por outro lado, no Parque Estadual

Intervales, em São Paulo, Cebus nigritus ocorre em abundância muito inferior (0,37

grupos/km²) à de Cebus xanthosternos no sul da Bahia (GONZALES-SOLIS et al,1996).

Os autores sugerem a presença de populações saudáveis de predadores, uma menor

capacidade suporte de florestas em áreas montanhosas comparadas às florestas de terras

baixas e menor capacidade suporte de florestas maduras em relação a florestas secundárias

para explicar as densidades reduzidas encontradas para as populações de primatas do

Parque. Tais fatores não fazem sentido quando comparados às populações de Cebus

xanthosternos, cujas maiores densidades no sul da Bahia ocorrem em áreas que ainda

suportam inúmeras espécies de meso-predadores e em áreas montanhosas (Reserva

Ecológica Michelin e Serras das Lontras e Javi).

A estimativa de densidade média de Leontopithecus chrysomelas para o sul da Bahia

(1.20 grupos/km²; IC: 0.62-2.33 grupos/km²) é bastante semelhante à estimativa média para

L. rosalia no Rio de Janeiro (1,25 grupos/km²; 0,39 a 2,35 grupos/km²) encontrada por

Kierulff e Rylands (2003). As densidades menores estimadas para L. chrysopygus a partir

do cálculo da área de vida (0,73 grupos/km²; VALLADARES-PADUA, 1993) e pelo

programa Distance (0,7 grupos/km²; IC: 0,4 – 2,0 grupos/km² ; PARANHOS,2006), bem

como a densidade de 0,3 grupos/km² encontrada para L. caissara (LORINI e PERSSON,

1994) poderiam ser explicadas pelas áreas de vida relativamente maiores de seus grupos,

provavelmente um resultado de diferenças na abundância, distribuição e sazonalidade dos

recursos disponíveis nos fragmentos florestais (RYLANDS, 1993).

101

Tabela 12. Comparação das densidades encontradas para os primatas do sul da Bahia com outros estudos na Mata Atlântica.

A densidade média de 2,56 grupos/km² (IC: 1,48 – 4,44 grupos/km²) encontrada para

Callithrix no sul da Bahia é semelhante à densidade de 2,0 grupos/km² para Callithrix

flaviceps na Reserva Biológica Augusto Ruschi (PINTO et al., 1993). Diverge bastante, no

entanto, das estimativas de C. geoffroyi em diferentes áreas do Espítiro Santo (estimadas a

partir dos tamanhos médios de grupos e densidades em indíviduos /km²), sendo inferior às

102

encontradas na Reserva Biológica Córrego do Veado (3,7 grupos/km²), na Reserva

Biológica de Sooretama (6,4 grupos/km²) e na Reserva Florestal de Linhares (7,56

grupos/km²); e superior às encontradas para a Reserva Biológica Córrego Grande (0,52

grupos/km²) e para o fragmento Puriti (0,76 grupos/km²) (CHIARELLO e MELLO, 2001).

Outros autores encontraram densidades menores para C. geoffroyi na Reserva Florestal de

Linhares (2,2 grupos/km²), mais próximas às de Callithrix no sul da Bahia (PRICE et al.,

2001).

A espécie Callicebus melanochir apresenta densidades médias no sul da Bahia (0,73

grupos/km²; IC: 0,28 – 1,86 grupos/km²) inferiores às encontradas para Callicebus

personatus em diferentes fragmentos do Espírito Santo: Reserva Biológica Augusto Ruschi

(1,4 grupos/km²; PINTO et al., 1993); fragmento Puriti (1,6 grupos/km²), Reserva Florestal

de Linhares (1,93 grupos/km²) e Reserva Biológica de Sooretama (2,4 grupos/km²)

(CHIARELLO e MELLO, 2001). Price et al (2001), encontraram grande variação nas

estimativas de densidade para C. personatus na Reserva Florestal de Linhares (ES) usando

transectos lineares (3,7 grupos/km²) e áreas de vida (10 grupos/km²), concluindo que a

espécie não é corretamente detectada nos censos, o que resulta em densidades

subestimadas.

6.4 Considerações para a conservação das Serras das Lontras e Javi

Os resultados do presente estudo indicam que as Serras das Lontras e Javi, apesar de

não serem protegidas de nenhuma forma, representam um reduto florestal de Mata

Atlântica capaz de suportar populações de primatas em abundâncias similares ou maiores

que outras três áreas protegidas do sul da Bahia. Além das populações de Cebus

xanthosternos, Callicebus melanochir, Callithrix kuhlii e Leontopithecus chrysomelas, as

Serras das Lontras e Javi abrigam inúmeras outras espécies de mamíferos, inclusive

predadores de médio e grande porte, atestando sua relevância ecológica e capacidade de

suportar espécies com exigências energéticas elevadas. A extensão e o grau de

conectividade entre os fragmentos florestais da região, bem como as dificuldades de acesso

ao interior dos fragmentos resultantes do relevo montanhoso, parecem ser os principais

103

fatores concorrendo para a conservação das Serras das Lontras e Javi. No entanto, a

transformação que a economia da região atravessa, com o avanço de monoculturas

agrícolas em seu entorno, pode significar uma rápida alteração da paisagem e da

intensidade de exploração dos recursos madeireiros e da caça.

A substituição das cabrucas por cultivos não-agroflorestais pode ser particularmente

impactante para as populações de primatas que se beneficiam desses habitats como áreas de

transição entre Florestas Maduras ou como fontes de recursos alimentares. Dentre as quatro

espécies encontradas nas Serras das Lontras e Javi, três foram vistas utilizando cabrucas

adjacentes às matas: Cebus xanthosternos, Callithrix kuhlii e Leontopithecus chrysomelas.

Sabe-se que os macacos-pregos são capazes de explorar os frutos de cacau e outros

recursos, como bananas, que encontram no interior das cabrucas (OLIVEIRA e FIALHO,

2007; SUSCKE, comunicação pessoal). Em algumas ocasiões, foi possível visualizar

grupos de L. chrysomelas forrageando em bromélias encontradas nas árvores nativas de

cabrucas adjacentes às matas. Durante os avistamentos de Callithrix kuhlii nas cabrucas das

Serras das Lontras e Javi, não foram observados indivíduos se alimentando. Contudo, as

cabrucas podem constituir grande parte da área de vida dos grupos da espécie (RABOY et

al., 2008), indicando que também são fontes de recursos alimentares para esse animais.

A presença de Florestas Montanas nas altitudes mais elevadas das Serras das

Lontras e Javi também justifica a prioridade de conservação da região. O estado de

conservação da floresta é bom e pode ser classificado como de rara importância para a

região sul da Bahia por guardar componentes da flora e da fauna que só existem nesses

locais, além de abrigar inúmeras nascentes (JARDIM, 2003). A relevância das Florestas

Montanas para as diferentes espécies de primatas ainda precisa ser investigada, mas os

avistamentos do presente estudo permitem afirmar que pelo menos Cebus xanthosternos e

Callithrix kuhlii são capazes de utilizar esse habitat florestal nas Serras das Lontras e Javi.

SILVEIRA et al (2005), registraram a ocorrência restrita de algumas espécies de aves

acima dos 800 metros, onde ocorre uma mudança brusca na estrutura da vegetação e

afirmaram que, caso não sejam tomadas medidas urgentes de proteção, é provável que a

extensão limitada e a condição de fragmentação das Serras das Lontras e Javi se revelem

impróprias para a conservação da singular avifauna residente. SILVEIRA et al (2005)

também ressaltaram a relevância das Serras das Lontras e Javi após observar a presença

104

frequente e abundante de diversas espécies de grandes raptores que certamente utilizam a

área para alimentação e construção de ninhos. Os autores sugerem que em meio ao mosaico

de diferentes habitats ainda há florestas suficientes disponíveis para essas populações.

A caça e o corte seletivo de madeira são duas atividades praticadas ilegalmente nas

Serras das Lontras e Javi que provavelmente têm influência sobre as populações de

primatas. SILVEIRA et al (2005) reportaram caminhões carregados de madeira na cidade

de Arataca e ao longo da BR-101, sugerindo que a madeira proviesse das cabrucas antigas

substituídas por plantações de café e pastagens. Contudo, inúmeros indícios de corte

seletivo recente encontrados ao longo do presente estudo denunciam a extração ilegal de

madeira dos fragmentos florestais em diferentes locais das Serras. Também foi constatada a

presença de caçadores nos fragmentos (observação pessoal) e através de conversas

informais com os moradores das Serras. Em uma ocasião foram localizados caçadores a

poucos metros de distância do observador. Pegadas humanas recentes eram comuns em

determinados trechos dos transectos localizados mais interiormente nos fragmentos e

algumas cordas de segurança foram roubadas ao longo do trabalho. SILVEIRA et al (2005)

também encontraram caçadores e ouviram tiros frequentemente nas Serras, além de

encontrar pequenas armadilhas. Após a interação direta e a conviência com algumas

comunidades das Serras das Lontras e Javi ao longo do presente estudo, acredita-se que os

mesmos e poucos caçadores sejam responsáveis pela atividade em todos os fragmentos da

região, talvez pelas dificuldades impostas pelo relevo ou por questões culturais, resultando

em uma pressão de caça restrita, mas contínua.

A proposta de criação de um Parque Nacional nas Serras das Lontras e Javi reflete o

reconhecimento oficial de sua relevância para a conservação da biodiversidade da Mata

Atlântica do sul da Bahia. A proteção das nascentes e das Florestas Montanas localizadas

nessas Serras, por si só, já justificaria a criação de uma Unidade de Conservação na área.

No entanto, é preciso avaliar cuidadosamente qual categoria de UC promoveria a proteção

mais eficiente dos fragmentos florestais, considerando as dimensões ecológicas e humanas

da região. É necessário compreender de que forma e por que as populações do entorno

exploram as florestas localizadas nas Serras e considerar essas informações junto com os

resultados de estudos científicos sobre a fauna e a flora locais para definir estratégias de

conservação adequadas. Com relação aos primatas, seria interessante investigar quais

105

fatores ambientais influenciam sua distribuição e abundância e como a interferência

humana afeta cada espécie, principalmente através da caça, do corte seletivo e da alteração

da paisagem. Apesar da urgente necessidade de proteção das Serras das Lontras e Javi, é

imprescindível considerar que dificilmente o simples cercamento de uma área de 16.500

hectares será eficiente para conservar os fragmentos florestais e suas populações de

primatas sem que haja fiscalização concreta e o reconhecimento, pelos próprios habitantes

locais, da necessidade de preservação das Serras.

106

7. CONCLUSÕES

Os resultados do presente estudo sugerem que a conservação dos primatas do sul da

Bahia compreende, necessariamente, a conservação das populações de primatas das Serras

das Lontras e Javi. Dentre as quatro áreas investigadas no presente estudo, apenas as Serras

das Lontras e Javi e a REBIO Una ainda abrigam as quatro espécies que ocorrem na região.

A maior densidade de Callithrix kuhlii e a segunda maior densidade do criticamente

ameaçado Cebus xanthosternos foram registradas para as Serras, que também parecem

suportar mais grupos de Callicebus melanochir do que a REBIO Una. A reduzida

densidade de Leontopithecus chrysomelas nas Serras pode refletir sua ocorrência em baixas

abundâncias, principalmente em função das elevadas altitudes, mas sem dúvida não diminui

sua importância para a conservação de populações dessa espécie ameaçada de extinção.

A proteção das Serras das Lontras e Javi torna-se urgente quando consideradas a

singularidade ecológica de suas florestas e o grau de ameaça a que estão submetidas,

principalmente através de impactos antrópicos “silenciosos” como a caça e o corte seletivo

de madeira, além da substituição gradual das cabrucas por cultivos não-florestais. A criação

de uma unidade de conservação na área é imprescindível e urgente, mas deve levar em

conta, além dos aspectos ecológicos, os aspectos sociais e econômicos que motivam a

exploração ilegal e a degradação desses fragmentos. Mais estudos são necessários para

identificar de que forma as populações de primatas são afetadas pelas atividades humanas

nas Serras e traçar estratégias de conservação que beneficiem tanto os animais quanto as

comunidades humanas do entorno. Mesmo com a implantação de uma unidade de

conservação de proteção integral, como o Parque Nacional das Serras das Lontras, proposto

pelo Ministério do Meio Ambiente, será necessário garantir fiscalização eficiente e

trabalhar junto às comunidades o reconhecimento da importância ecológica e de

conservação da região.

107

8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

AGUIAR, A.P., CHIARELLO, A.G., MENDES, S.L., MATOS, E.N. (2005) Os Corredores Central e da Serra do Mar na Mata Atlântica brasileira. Em: Mata Atlântica: Biodiversidade, ameaças e perspectivas. Carlos Galindo-Leal e Ibsen Gusmão Câmara (eds). Fundação SOS Mata Atlântica e Conservação Internacional. 119-132. ALGER, K. e CALDAS, M. (1994) The declining cocoa economy and the Atlantic Forest os southern Bahia, Brazil: conservation attitudes of cocoa planters. The Environmentalist, 14 (2): 107-119. ALGER, K.N., CHOMITZ, K.M., VILA NOVA, P., ORLANDO, H. (2003) Instrumentos econômicos e de políticas públicas para o estabelecimento do Corredor Central. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus. ANDERSON, D.R., LAAKE, J.L., CRAIN, B.R. e BURNHAM, K.P. (1979) Guidelines for transect sampling of biological populations. Journal of Wildlife Management. 43(1): 70-78. ARAUJO, M. e SANTOS, G.R. (2001) Caracterização sócio-econômica e ambiental do complexo de Serras do Javí e Lontras, no Sudeste da Bahia – Com ênfase nos aspectos florestais e agrícolas. IESB – Instituto de Estudos Socioambientais do Sul da Bahia e Bird Life International. Relatório não publicado. ARROYO-RODRIGUES, V. e MANDUJANO, S. (2006) Forest Fragmentation Modifies Habitat Quality for Alouatta palliata. International Journal of Primatology, 27(4): 1079-1096. AYRES, J.M., FONSECA, G.A.B, RYLANDS, A.B., QUEIROZ, H.L., PINTO, L.P.S., MASTERSON, D. e CAVALCANTI, R.B. (2005) Os Corredores Ecológicos das florestas tropicais do Brasil. Sociedade Civil Mamirauá – SCM. Belém, Pará. 256p. AYRES, M., AYRES JR., M., AYRES, D.L. e SANTOS, A.A.S. (2003) BioEstat 3.0. Aplicações Estatísticas nas areas das Ciências Biológicas e Médicas. Sociedade Civil Mamirauá, Belém. CNPq, Brasília. 290p. BECK, J. e CHAPMAN, H.(2008) A population estimate of the endangered chimpanzee Pan troglodytes vellerosus in a Nigerian montane forest: implications for conservation. Oryx 42(3): 448-451. BENNETT, E. L. e ROBINSON, J. G. (2000) Hunting of wildlife in tropical forests: implications for biodiversity and forest peoples. Biodiversity series - impact studies Paper No. 76, The World Bank, Washington, D.C.

108

BIODIVERSITAS (1993) Inventário faunístico e conservação da Mata Atlântica do sul da Bahia, Brasil. Relatório Técnico não publicado. BOBADILLA, U.L. e FERRARI, S.F. (2000) Habitat Use by Chiropotes satanas utahicki and Syntopic Platyrrhines in Eastern Amazonia. American Journal of Primatology, 50: 215-224. BRITTO, D. e GRELLE, C.E.V. (2006) Estimating minimum area of suitable habitat and viable population size for the northern muriqui (Brachyteles hypoxanthus). Biological Conservation, 15: 4197-4210. BROCKELMAN, W.Y. e ALI, R.(1987) Methods of Surveying and Sampling Forest Primate Populations. Em: Primate Conservation in the Tropical Rain Forests. Alan R. Liss Inc. Pp 23-62 BROOKS, T.M., MITTERMEIER, R.A., MITTERMEIER, C.G., FONSECA, G. A.B., RYLANDS, A.B., KONSTANT, W.R., FLICK, P., PILGRIM, J., OLDFIELD, S., MAGIN, G. e HILTON-TAYLOR, C. (2002) Habitat loss and extinction in the hotspots of biodiversity. Conservation Biology 16(4): 909-923. BUCKLAND, S.T., ANDERSON, D.R., BURNHAM, K.P. e LAAKE, J.L. (1993) istance Sampling: Estimating Abundance of Biological Populations. Chapman and Hall, London. 446p. CÂMARA, I.B. Breve história da conservação da Mata Atlântica. Em: Mata Atlântica: Biodiversidade, ameaças e perspectivas. Carlos Galindo-Leal e Ibsen Gusmão Câmara (eds). Fundação SOS Mata Atlântica e Conservação Internacional. p 31-42. 2005. CARDOSO, N.A. (2008) Frugivoria e dispersão de sementes por mico-leão-da-cara-dourada (Leontopithecus chrysomelas) na Reserva Biológica de Una, Bahia. Dissertação de Mestrado. Universidade Estadual de Santa Cruz. 56 p. CARO, T.M. (1999) Conservation monitoring: estimating mammal densities in woodland habitats. Animal Conservation 2: 305-315. The Zoological Society of London. CASSANO, C.R., KIERULFF, M.C.M., SANTOS, G.R., SUSCKE, P., CANALE, G. e GUIDORIZZI, C.E.(2005) Densidade e tamanho populacional do macaco-prego-do-peito-amarelo (Cebus xanthosternos) em três fragmentos de Mata Atlântica no sul da Bahia. Anais do XI Congresso Brasileiro de Primatologia, Porto Alegre. CHAPMAN, C.A. e BALCOMB,S.R. (1998) Population Characteristics of Howlers: Ecological Conditions or Group History. International Journal of Primatology, 19(3): 385-403.

109

CHAPMAN CA, BALCOMB SR, GILLESPIE TR, SKORUPA JP, STRUHSAKER TT. 2000. Long-term effects of logging on African primate communities: a 28-year comparison from Kibale National Park, Uganda. Conservation Biol 14: 207–217. CHIARELLO, A.G. (1999) Effects of fragmentation of the Atlantic forest on mammal communities in south-eastern Brazil. Biological Conservation 89: 71-82. CHIARELLO, A.G. (2000) Density and Population Size of Mammals in Remnants of Brazilian Atlantic Forest. Conservation Biology 14.6: 1649-57. CHIARELLO, A.G. e MELO, F.R.(2001). Primate Population Densities and Sizes in Atlantic Forest Remnants of Northern Espírito Santo, Brazil. International Journal of Primatology 22(3): 379-396. CHIARELLO, A.G. (2003) Primates of the Brazilian Atlantic Forest: the influence of forest fragmentation on survival. Em: Primates in Fragments: Ecology and Conservation. Laura K. Marsh (ed). Kluwer Academic-Plenum Publishers. New York, Boston, Dordrecht, London, Moscow. Pp 99-121. COIMBRA-FILHO, A.F., SILVA, R.R. e PISSINATTI, A. (1991) Acerca da distribuição geográfica original de Cebus xanthosternos Wied, 1820 (Cebidae, Primates). Em: A primatologia no Brasil 3, pp 215-224. COIMBRA-FILHO, A.F., MITTERMEIER, R.A., RYLANDS, A.B.,MENDES, S.L., KIERULFF, M.C.M. e PINTO, L.P.S. (2006) The taxonomic status of Wied’s Black Tufted-ear marmoset, Callithrix kuhlii (Callitrichidae, Primates). Primate Conservation 21: 1-24. COSENZA, B.A.P. e MELO, F.R. (1998) Primates of the Serra do Brigadeiro State Park, Minas Gerais, Brazil. Neotropical Primates 6(1):18-19. COSTA, L.P e LEITE, Y.L.R. (2000) Biogeography of South American Forest mammals: endemism and diversity in the Atlantic Forest. Biotropica 34 (4b): 872-881. COSTA, L.P., LEITE, Y.L.R., MENDES, S.R., DITCHFIELD, A.D. (2005) Conservação de mamíferos no Brasil. Megadiversidade 1(1): 103-112. COWLISHAW, G. e DUNBAR, R. (2000) Primate conservation biology. The University of Chicago Press, Ltd. Chicago and London. 498p. CROCKET, C.M. (1998) Conservation biology of the genus Alouatta. International Journal of Primatology, 19(3): 549-578. CULLEN JR., BODMER, R.E. e VALLADARES-PÁDUA, C (2000) Effects of hunting in habitat fragments of the Atlantic forests, Brazil. Biological Conservation 95: 49-56.

110

CULLEN JR, L. e VALLADARES-PADUA, C. (1997) Métodos para estudos de ecologia, manejo e conservação de primatas na natureza. Em: Manejo e Conservação de Vida Silvestre no Brasil. Valladares-Pádua, Bodmer e Cullen Jr (eds). Pp 239-268. CULLEN JR. L. e RUDRAN, R. (2003). Transectos lineares na estimativa de densidade de mamíferos e aves de médio e grande porte. Em: Métodos de Estudo em Biologia da Conservação e Manejo da Vida Silvestre. Cullen Jr., L., Valladares-Pádua, C. e Rudran, R. (org.). Ed. Da UFPR; Fundação O Boticário de Proteção à Natureza. Curitiba. Pp 169-179 DEAN, W. (1996) With broadax and firebrand - the destruction of the Brazilian Atlantic Forest. University of California Press, Berkeley, USA. DEFLER, T.R. e PINTOR, D. (1985) Censusing primates by transect in a forest of know primate density. International Journal of Primatology, 6 (3), 243-259. DELABIE, J.H.C., JAHYNY, B., NASCIMENTO, I.C., MARIANO, C.S.F., LACAU, S., CAMPIOLO, S., PHILPOTT, S.M. e LEPONCE, M. (2007) Contribution of cocoa plantations to the conservation of native ants (Insecta: Hymenoptera: Formicidae) with a special enphasis on the Atlantic Forest fauna of southern Bahia, Brazil. Biodiversity Conservation 16: 2359-2384. DIETZ, J.M., SOUZA, S.N.F. e SILVA, J.R.O. (1994) Population structure and territory size in Golden-headed lion tamarins, Leontopithecus chrysomelas. Neotropical Primates 2(suppl.):21-23. DIETZ, J.M., SOUZA, S.N. e BILLERBERCK, R. (1996) Poulation dynamics of Golden-headed lion tamarins Leontopithecus chrysomelas in Una Reserve,Brazil. Dodo Journal of Wildlife Preservation Trusts, 32: 115-122. de THOYSE, B., BROSSE, S. e DUBOIS, M.A. (2008) Assessment of a large-vertebrate species richness and relative abundance in Neotropical forest using line-transect censuses: what is the minimal effort required? Biodiversity Conservation, 17: 2627-2644 EBERHARDT, L.L.(1978) Transect methods for population studies. J. Wildl. Manage. 42(1): 1-31. EISENBERG, J.F. (1977) Comparative ecology and reproduction of New World monkeys. Em: The biology and conservation of the Callitrichidae. Kleiman, Devra G. (ed).The Symposia of the National Zoological Park. Smithsonian Institution Press. Whashington, D.C. Pp 13-22. FARIA et al (2006) Bat and bird assemblages from forests and shade cacao plantations in two contrastin landscapes in the Atlantic Forest of southern Bahia, Brazil. Biodiversity and Conservation 15: 587-612.

111

FEDIGAN, L.M. e JACK, K. (2001) Neotropical primates in a regenerating Costa-Rican dry Forest: a comparison of howler and capuchin population patterns. International Journal of Primatology, 22(5): 689-713. FERRARI, S. F. (2002) Multiple transects or multiple walks? A response to Magnusson (2001). Neotropical Primates, 10(3): 131-132. FLESHER, K.M. (1999) Primates of the Ituberá forest complex, Bahia, Brazil. Neotropical Primates, 7(4): 127-131. FLESHER, K.M. (2001) Primates of the Chapada das Mangabeiras, Piauí, Brasil: a northern extension to the range of Alouatta caraya. Neotropical Primates, 9(1): 19-22. FLESHER, K.M. (em preparação) The distribution, habitat use, and conservation status of three Atlantic forest monkeys (Cebus xanthosternos, Callicebus melanochir, Callithrix penicillata) in an agroforestry landscape in Bahia, Brazil. FLESHER, K.M. (2006) The Biogeography of the Medium and Large Mammals in a Human-dominated Landscape in the Atlantic Forest of Bahia, Brazil: Evidence for the Role of Agroforestry Systems as Wildlife Habitat. Tese de Doutorado, Rutgers University, New Jersey. 650 p. FONSECA, G.A.B., PINTO, L.P.S., ALVES, M.C. e MOURA, R.T. (1999) Inventário e diversidade de espécies de mamíferos na região da Reserva Biológica de Una: Fazenda Bolandeira. Instituto de Estudos Socioambientais do Sul da Bahia (IESB) e Conservation International do Brasil (CI). Relatório de Atividades não publicado. FONSECA G.A.B., ALGER K., PINTO L.P., ARAÚJO M. e CAVALCANTI R. (2003) Corredores de Biodiversidade: O Corredor Central da Mata Atlântica. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) 2003. Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP,Ilhéus. FREESE, C.H. e OPPERNHEIMER,J.R. (1981) The capuchin monkeys, genus Cebus. Em: Ecology and behavior of Neotropical Primates. Vol 1. Coimbra-Filho, Ademar F. e Mittermeier, Russell. A. (eds). Academia Brasileira de Ciências. Pp 331-390. GALINDO-LEAL, C. e CÂMARA,I.G. (2005) Status do hotspot Mata Atlântica: uma síntese. Em: Mata Atlântica: Biodiversidade, ameaças e perspectivas. Carlos Galindo-Leal e Ibsen Gusmão Câmara (eds). Fundação SOS Mata Atlântica e Conservação Internacional. Pp 3-10. GONZALES-SOLIS, MATEOS, E. MANOSA, S., ONTAÑON, M., GONZALEZ-MARTIN, M. e GUIX, J.C. (1996) Abundance estimates of primates in an Atlantic rainforest area of southeastern Brazil. Mammalia 60 (3): 488-491.

112

GONZALEZ-SOLIS, J. GUIX, J.C., MATEOS, E. e LLORENS, L. (2001). Population Density of Primates in a Large Fragment of the Brazilian Atlantic Rainforest. Biodiversity and Conservation 10: 12 67-82. GUIDORIZZI, C. E.; KIERULFF, M. C. M.; SANTOS, G. R.; CANALE, G.; GATTO, C.A. F. R. e CASSANO, C. R. (2005) Levantamento das populações de Macaco-prego-do-peito-amarelo (Cebus xanthosternos) nos Estados da Bahia, Sergipe e Minas Gerais. In: Livro de Resumos do XI Congresso Brasileiro de Primatologia. 108p. GREENWOOD, J.J.D. (1996) Basic techniques. Cap.2. Em: Ecological Census Techniques: a Handbook. William J.Sutherland (ed). Cambridge University Press, London. GREGORIN, R.(2006) Taxonomia e variação geográfica das espécies do gênero Alouatta Lacepede (Primates, Atelidae) no Brasil. Revista Brasileira de Zoologia 23(1): 64-144. GREGORIN, R., KEGELMEIER, T. e VALLE, R.R. (2008) Gênero Alouatta Lacepede 1799. Em: Primatas Brasileiros. Reis, N.R., Peracchi, A.L. e Andrade, F.R. (orgs). Technical Books Ed. Londrina. Pp187-204. HEIDUCK, S. (1997) Food choice in masked titi monkeys (Callicebus personatus melanochir): selectivity or opportunism? International Journal of Primatology 18(4) 447-502. HEIDUCK, S. (2002) The use of disturbed and undisturber forest by masked titi monkeys Callicebus personatus melanochir is proportional to food availability. Oryx 36(2): 133-139. HENRIQUES, R.P.B. e CAVALCANTE, R.J. (2004) Survey of a gallery Forest primate community in the Cerrado of the Distrito Federal, Central Brazil. Neotropical Primates 12(2): 78-83. HERO e RIDGWAY (2006) Declínio global de espécies. Em: Biologia da Conservação – Essências. Carlos Frederico Duarte Rocha, Helena Godoy Bergalho, Monique Van Sluys e Maria Alice Santos Alves (orgs). RiMa Editora. São Carlos, SP. pp 53-90. IESB – Instituto de Estudos Socioambientais do Sul da Bahia (2006) Levantamento de Primatas nas Serras das Lontras e do Javi, Arataca/Una, Bahia. Relatório não publicado. JARDIM, J.G (2003) Uma caracterização parcial da vegetação na região sul da Bahia, Brasil. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) 2003. Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus. JOHNS, N.D. (1999) Conservation in Brazil’s Chocolate Forest: the unlikely persistence of the traditional cocoa agroecosystem. Environmental Management 23(1): 31-47. JOHNS, A.D. e SKORUPA, J.P. (1987) Responses of rain-forest primates to habitat disturbance: a review. International Journal of Primatology, 8(2): 157-191.

113

KIERULFF, M.C.M., SANTOS, G.R., CANALE, G.R., CARVALHO, C.E.G., CASSANO, C.R., GOUVEIA, P.S., GATTO, C.A.F.R., ARAÚJO,M., NOVA, P.V., MARQUES, A.C., SANTOS, P.S. e PÁDUA, J.C. (2005) Avaliação das populações do macaco-prego-do- peito-amarelo (Cebus xanthosternos) e proposta de estratégia para manejo e conservação da espécie. Relatório Final Edital FNMA/PROBIO nº 04/2001 Instituto de Estudos Socioambientais do Sul da Bahia (IESB). KIERULFF, M.C.M., SANTOS, G.R., CANALE, G., GUIDORIZZI, C.E. e CASSANO, C. (2004) The use of camera traps in a survey of buff-headed capuchin monkeys, Cebus xanthosternos. Neotropical Primates, 12(2): 56-59. KIERULFF, M.C.M. e RYLANDS, A.B. (2003) Census and distribution of the Golden Lion Tamarin (Leontopithecus chrysomelas). American Journal of Primatology 59:29-44.

KIERULFF, M.C.M., RABOY, B.E., PROCÓPIO DE OLIVEIRA, P., MILLER, K., PASSOS, F.C. e PRADO, F. (2002) Behavioral ecology of Lion tamarins, Em: Kleiman DG, Rylands AB, editors. Lion tamarins: biology and conservation. Washington DC: Smithsonian Institution Press. Pp 157–187. KINZEY, W.G. (1981) The titi monkeys, genus Callicebus. Em: Ecology and behavior of Neotropical Primates. Vol 1. Coimbra-Filho, Ademar F. e Mittermeier, Russell. A. (eds). Academia Brasileira de Ciências. Pp 241-276. KINZEY, W.G. (1982) Distribution of primates and forest refuges. In: Biological Diversification in the Tropics. G. T. Prance (ed.). New York: Columbia University Press. Pp 455-482. LANDAU, E. C. (2003) Padrões de ocupação espacial da paisagem na Mata Atlântica do sudeste da Bahia, Brasil. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus. LEHMAN, S. (2000) Primate Community Structure in Guyana: A Biogeographic Analysis. International Journal of Primatology, 21(3): 333-351. LORINI, M.L. e PERSSON, V.G. (1994) Status of field research on Leontopithecus caissara: the black-faced lion tamarin project. Neotropical Primates, 2: 52-55. MACHADO, A.B.M., MARTINS, C.S. e DRUMMOND, G.M.(2005) Lista da fauna brasileira ameaçada de extinção: incluindo as espécies quase ameaçadas e deficientes em dados. Fundação Biodiversitas. Belo Horizonte, MG. 158 p. MACHADO, A.B.M., DRUMMOND, G.M., PAGLIA, A.P. (2008) Livro vermelho da fauna brasileira ameaçada de extinção. 1a ed. MMA, Brasília, DF. Fundação Biodiversitas, Belho Horizonte, MG.

114

MAGNUSSON, W.E. (2001) Standard Errors Of Survey Estimates: What Do They Mean? Neotropical Primates 9(2): 53-54. MMA e IBAMA (2006) Consulta Pública: Monumento natural de Pancada Grande, Refúgio de Vida Silvestre e Parque Nacional de Boa Nova, Área de Proteção Ambiental e Parques Nacional e Estadual do Alto Cariri, Parque Nacional das Serras das Lontras, Javi e Quatis. Brasília: MMA. MMA, CONSERVAÇÃO INTERNACIONAL DO BRASIL, SOS MATA ATLÂNTICA, FUNDAÇÃO BIODIVERSITAS, INSTITUTO DE PESQUISAS ECOLÓGICAS, SEMAD, INSTITUTO ESTADUAL DE FLORESTAS-MG (2000) Avaliação e ações prioritárias para a conservação da biodiversidade da Mata Atlântica e Campos Sulinos. Brasília: MMA. MARSHAL, A.R., LOVETT, J.C. e WHITE, P.C.L.(2008) Selection of line-transect methods for estimating the density of group-living animals: lessons from the primates. American Journal of Primatology 70:452-462. MARTINI, A.M.Z., FIASCHI, P., AMORIM, A.M. e PAIXÃO, J.L. (2007) A hot-point within a hot-spot: a high diversity site in Brazil’s Atlantic Forest. Biodiversity Conservation 16: 3111-3128. MARTINS, M.M. (2005) Density of primates in four semi-deciduous fragments of São Paulo, Brazil. Biodiversity and Conservation 14: 2321-2329. MELO, F.R., CHIARELLO, A.G., FARIA, M.B., OLIVEIRA, P.A., FREITAS, R.L.A., LIMA, F.S. e FERRAZ, D.S. (2004) Novos registros do muriqui-do-norte (Brachyteles hypoxanthus) no Vale do rio Jequitinhonha, Minas Gerais e Bahia. Neotropical Primates, 12(3): 139-143. MELO, F.R. (2004) Primatas e áreas prioritárias para a conservação da biodiversidade no vale do rio Jequitinhonha, Minas Gerais. Tese de Doutorado. Universidade Federal de Minas Gerais. Belo Horizonte, MG. MENDES-PONTES, A.R. (1997) Habitat partitioning among primates in Maracá Island, Roraima, northern Brazilian Amazonia. International Journal of Primatology 18(2): 131-157. MENDES-PONTES, A.R., NORMANDE, I.C., FERNANDES, A.C.A., RIBEIRA, P.F.R. e SOARES, M.L. (2007) Fragmentation causes rarity in common marmosets in the Atlantic forest of northeastern Brazil. Biodiversity Conservation 16: 1175-1182. MORAES JR.,M.M. (2005) Metodologias de amostragem de populações: aplicação e comparações em populações de mico-leão-dourado, Leontopithecus rosalia, e sagüis Callithrix sp., na bacia do rio São João. Dissertação de mestrado. Universidade Estadual do Norte Fluminense, UENF. 53 pp.

115

MORI, S.A., BOOM, B.M., CARVALHO, A.M. e SANTOS, T.S. (1983) Southern Bahian Moist Foreste. The Botanical Review, 49: 155-232. MOURA, R.T. (2003) Distribuição e ocorrência de mamíferos na Mata Atlântica do sul da Bahia. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus. MOURA, A.C.A.(2007) Primate group size and abundance in the Caatinga dry Forest, northeastern Brazil. International Journal of Primatology, 28: 1279-1297. MULLER, K.H., AHL,C. e HARTMANN, G. (1997) Geophagy in masked titi monkeys (Callicebus personatus melanochir) in Brazil. Primates 38(1): 69-77. MYERS, N., MITTERMEIER, R.A., MITTERMEIER, C.G., FONSECA, G.A.B. e KENT, J.(2000) Biodiversity hotspots for conservation priorities. Nature 403: 853-858. NATIONAL RESEARCH COUNCIL (1981) Techniques for the study of primate population ecology. Washington, DC: National Academy Press. 232 p. NEVES, L.G. (2008) Distribuição geográfica e conservação de Callithrix kuhlii (Coimbra-Filho, 1985) (Primates, Callitrichidae), Bahia, Brasil. Dissertação de Mestrado. Universidade Estadual de Santa Cruz. OLIVEIRA, M.M. e FIALHO, M.S. (2007) Instalação de cercas para evitar a predação de frutos de cacau por macacos-prego em Rondônia, Brasil. Neotropical Primates, 14(1): 34. OLIVER,W.L.R. e SANTOS, I.B. (1991) Threatened endemic mammals of the Atlantic Forest region of South-East Brazil. Special Scientific Report No.4. Wildlife Preservation Trust and University of Minas Gerais. PAGLIA, A.P. (2003) Análises de viabilidade populacional. Quantos indivíduos? Serão eles suficientes? Estudo de caso para espécies ameaçadas da Mata Atlântica do sul da Bahia. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus. PAGLIA, A.P., FERNANDEZ, F.A.S. e MARCO Jr., P (2006) Efeitos da fragmentação de habitats: quantas espécies, quantas populações, quantos indivíduos e serão eles suficientes? Em: Biologia da Conservação – Essências. Carlos Frederico Duarte Rocha, Helena Godoy Bergalho, Monique Van Sluys e Maria Alice Santos Alves (orgs). RiMa Editora. São Carlos, SP. pp 281-316. PARANHOS, K.M.(2006) Estimativas populacionais para espécies raras: o mico-leão-preto Leontopithecus chryspygus como modelo. Dissertação de Mestrado. Universidade Federal do Paraná. Curitiba, PR.

116

PARDINI (2004) Effects of forest fragmentation on small mammals in an Atlantic Forest landscape. Biodiversity and Conservation 13: 2567-2586. PASSAMANI, M. e RYLANDS, A.B. (2000) Home range of a Geoffroyi’s marmoset group, Callithrix geoffroyi (Primates, Callitrichidae) in southeastern Brazil. Rev. Brasil. Biol. 60(2): 275-281. PERES, C.A. (1993) Structure and spacial organization of an Amazonian terra firme forest primate community. Journal of Tropical Ecology 9(3): 259-276. PERES, C. A. (1997) Primate community structure at twenty western Amazonian flooded and unflooded forests. Journal of Tropical Ecology 13: 381-405. PERES, C.A.(1999) General Guidelines For Standardizing Line-Transect Surveys Of Tropical Forest Primates. Neotropical Primates 7(1):11-16. PERES, C.A. (2000) Effects of subsistence hunting on vertebrate community structure in Amazonian forests. Conservation Biology 14(1): 240-253. PERES, C.A. e DOLMAN, P.M. (2000) Density compensation in neotropical primate communities: evidence from 56 hunted and nonhunted Amazonian forests of varying productivity. Oecologia 122: 175-189. PERES, C.A. (2001) Synergistic effects of subsistence hunting and habitat fragmentation on Amazonian forest vertebrates. Conservation Biology, 15(6): 1490-1505. PINTO, L.P.S., COSTA, C.M.R., STRIER, K.B. e FONSECA, G.A.B. (1993) Habitat, density and group size of primates in a Brazilian forest. Folia Primatologica 61: 135-143. PINTO, L.P.S. (1994a) Distribuição Geográfica, População e Estado de Conservação do mico-leão-da-cara-dourada Leontopithecus chrysomelas (Callitrichidae, Primates). Dissertação de Mestrado, Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte. PINTO, L.P.S. e TAVARES, L.I. (1994b) Inventory and conservation status of wild populations of Golden-headed Lion Tamarins, Leontopithecus chrysomelas. Neotropical Primates 2(suppl.), 24-27. PINTO, L.P.S e RYLANDS, A.B.(1997) Geographic distribution of the golden-headed lion tamarin, Leontophitecus chrysomelas: Implications for its management and conservation. Folia Primatologica. 68:161-168. PINTO, L.P.S., BEDÊ, L., PAESE, A., FONSECA, M., PAGLIA,A. e LAMAS, I. (2006) Mata Atlântica brasileira: os desafios para a conservação da biodiversidade de um hotspot mundial. Em: Biologia da Conservação – Essências. Carlos Frederico Duarte Rocha, Helena Godoy Bergalho, Monique Van Sluys e Maria Alice Santos Alves (orgs). RiMa Editora. São Carlos, SP. Pp 91-118.

117

PIRES, A.S., FERNANDEZ, F.A.S. e BARROS, C.S. (2006) Vivendo em um mundo em pedaços: efeitos da fragmentação florestal sobre comunidades e populações animais. Em: Biologia da Conservação – Essências. Carlos Frederico Duarte Rocha, Helena Godoy Bergalho, Monique Van Sluys e Maria Alice Santos Alves (orgs). RiMa Editora. São Carlos, SP. pp 231-260. PLUMPTRE, A.J. e COX, D. (2006) Couting primates for conservation: primate surveys in Uganda. Primates, 47: 65-73. PRADO, P.I., PINTO, L.P., MOURA, R.T., CARVALHO, A.M., THOMAS,W.W., AMORIM, A. e AGUIAR, C. (2003a) Caracterização dos registros de ocorrência de espécies de plantas emamíferos no sul da Bahia, Brasil. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, Ilhéus, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP. PRADO, P.I., LANDAU, E.C., PINTO, L.P., MOURA, R.T., CARVALHO, A.M., THOMAS, W.W. e AMORIM, A. (2003b) Heterogeneidade espacial do conhecimento biológico no Corredor Central da Mata Atlântica: uma análise dos registros de plantas e mamíferos. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, Ilhéus, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP. PRADO, P.I., PINTO, L.P.,MOURA, R.T. e LANDAU, E.L. (2003c) Avaliação de modelos de distribuição geográfica e sua aplicação para prever a ocorrência de espécies de mamíferos no Corredor Central da Mata Atlântica. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, Ilhéus, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP. PRICE, E.C., PIEDADE, H.M. e WORMELL, D. (2002) Population densities of primates in a Brazilian Atlantic Forest. Folia Primatologica, 73: 54-56. RABOY, B.E. e DIETZ, J.M. (2004) Diet, foraging and use of space in wild Golden-headed Lion tamarins. American Journal of Primatology, 63:1-15. RABOY, B.E., CHRISTMAN, M.C. e DIETZ, J.M. (2004) The use of degraded and shade cocoa forests by Endangered golden-headed lion tamarins Leontopithecus chrysomelas. Oryx, 38(1): 75-83. RABOY, B.E., CANALE, G.R. e DIETZ, J.M. (2008) Ecology of Callithrix kuhlii and a review of eastern brazilian marmosets. International Journal of Primatology. RÁEZ-LUNA, E. (1995) Hunting large primates and conservation of the Neotropical forests. Oryx, 29: 43-48.

118

REDE MATA ATLÂNTICA (RMA). Mata Atlântica - uma rede pela floresta. Maura Campanili e Miriam Prochnow (orgs). Brasília, 2006. 332p. RBMA - RESERVA DA BIOSFERA DA MATA ATLÂNTICA (2006) Plano de ação para a conservação da biodiversidade no sul da Bahia. Sub-comitê sul da Reserva da Biosfera da Mata Atlântica. Ilhéus, BA. ROBINSON, J.G. e REDFORD, K.H. (1986) Body size, diet and population density of Neotropical forest mammals. The American Naturalist, 128(5):665-680. ROVERO, F., STRUHSAKER, T.T., MARSHALL, A.R., RINNE,T.A., PEDERSEN, U.B., BUTYNSKI, T.M., EDHARDT,C.L. e MTUI, A.S. (2006) Abundance of diurnal primates in Mwanihana Forest, Udzungwa Mountains, Tanzânia: a multi-observer comparison of line-transect data. International Journal of Primatology, 27(3): 675-697. ROVERO, F.e STRUHSAKER, T.T. (2007) Vegetatite predictors of primate abundance: utility and limitations of a fine-scale analysis. American Journal of Primatology, 69: 1242-1256. RYLANDS, AB. (1989) Sympatric brazilian callitrichids: the black tufted ear marmoset, Calllithrix kuhlii, and the golden-headed lion tamarin, Leontopithecus chrysomelas. Journal of Human Evolution. 18:679-695. RYLANDS, A.B., SANTOS, I.B. e MITTERMEIER, R.A. (1991-1992) Distribution and Status of the Golden-Headed Lion Tamarin, Leontopithecus chrysomelas, in the Atlantic Forest of Southern Bahia, Brazil. Primate Conservation 12-13: 15-23. RYLANDS, A.B. (1993) The ecology of the lion tamarins, Leontopithecus: Some intrageneric differences and comparisons with other callitrichids. Em: Marmosets and tamarins: systematics, behaviour, and ecology. A.B. Rylands, ed. Oxford, Oxford University Press. Pp. 296-313 RYLANDS, A.B., da FONSECA, G.A.B., LEITE, Y.L.R. e MITTERMEIER, R.A. (1996a) Primates of the Atlantic Forest: Origin, distribution, endemism and communities. Em: Adaptative Radiations of Neotropical Primates, M.A. Norconk, A.L. Rosemberger, P.A. Garber (eds), Plenum Press, New York, pp 21-51. RYLANDS, A.B. (1996b) Habitat and the Evolution of Social and Reproductive Behavior in Callitrichidae. American Journal of Primatology,38: 5-18. RYLANDS, A.B., RODRIGUEZ-LUNA, E. e CORTÉS-ORTIZ, L (1996-1997) Neotropical Primate Conservation – The species and the IUCN/SSC Primate Specialist Group Network. Primate Conservation 17: 46-49. RYLANDS, A.B., BAMPI, M.I., CHIARELLO, A.G., DA FONSECA, G.A.B., MENDES, S.L. e MARCELINO, M. (2003) Cebus xanthosternos, Callithrix kuhlii, Leontopithecus chrysomelas, Callicebus melanochir, Alouatta guariba, Brachyteles hypoxanthus. Em:

119

2007 IUCN Red List of Threatened Species. Gland, Switzerland: International Union for Conservation of Nature and Natural Resources (IUCN), Species Survival Commission (SSC) <www.iucnredlist.org> Novembro 2007. RYLANDS, A.B. KIERULFF, M.C.M. e DE SOUZA PINTO, L.P.S. (2002) Distribution and Status of Lion Tamarins. Em: Lion Tamarins: Biology and Conservation. Devra G. Kleiman e Anthony B. Rylands (eds). Smithsonian Institution Press. Washington DC. 42-70. 422p. RYLANDS, A.B., WILLIAMSON, E.A., HOFFMANN, M. e MITTERMEIER, R.A. (2008) Primate surveys and conservation assessments. Oryx 42(3): 313-314. SANTOS I. B., MITTERMEIER, R. A., RYLANDS, A. B. e VALLE, C. M. (1987) The distribution and conservation status of primates in southern Bahia, Brazil. Primate Conservation 8: 126-142. SAATCHI, S., AGOSTI, D., ALGER, K., DELABIE, J. e MUSINSKY, J. (2001) Examining fragmentation and loss of primary forest in the southern Bahian Atlantic Forest of Brazil with radar imagery. Conservation Biology 15(4): 867-875. SÃO BERNARDO, C.S. e GALETTI, M. (2004) Densidade e tamanho populacional de primatas em um fragmento florestal no sudeste do Brasil. Revista Brasileira de Zoologia 21(4):827-832. SILVA, J.M.C. e CASTELETI,C.H.M. (2005) Estado da biodiversidade da Mata Atlântica brasileira. Em: Mata Atlântica: Biodiversidade, ameaças e perspectivas. Carlos Galindo-Leal e Ibsen Gusmão Câmara (eds). Fundação SOS Mata Atlântica e Conservação Internacional. p 43-59. SILVA, J.M.C. e TABARELLI, M. (2000) Tree species impoverishment and the future of the Atlantic forest of northeast Brazil. Nature, 404: 72-74. SILVANO, D.L. e PIMENTA, B.V.S., (2003) Diversidade e distribuição de anfíbios anuros na Mata Atlântica do sul da Bahia. Em: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K.N. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, Ilhéus, IESB / CI/ CABS / UFMG / UNICAMP. SILVEIRA, L.F., DEVELEY, P.F., PACHECO, J.F. e WHITNEY, B.M. (2005) Avifauna of the Serra das Lontras-Javi montane complex, Bahia, Brazil. Cotinga 24: 45-54. SOS MATA ATLÂNTICA, Fundação e INPE (2009) Atlas dos Remanescentes Florestais da Mata Atlântica. Período 2005-2008. Relatorio Parcial. São Paulo, SP. 156 p. SPIEGEL,M.R. (1977) Estatística. São Paulo: Mc Graw Hill do Brasil. 580p.

120

STALLINGS,J.R. e ROBINSON, J.G.(1991) Disturbance, Forest heterogeneity and primate communities in a Brazilian Atlantic Forest Park. Em: A primatologia no Brasil 3. 357-368. STEINMETZ, S. (2001) Densidade e conservação do bugio (Alouatta fusca) no Parque Estadual Intervales. Neotropical Primates 9(2): 69-72. STRIER, K.B.,BOUBLI, J.P., PONTUAL, F.B. e MENDES, S.L. (2006) Human dimensions of northern muriqui conservation efforts. Ecological and Environmental Anthropology 2(2): 44-53. STRUHSAKER, T.T. (2002) Guidelines for biological monitoring and research in Africa's rain forest protected areas. Unpublished report to the Center for Applied Biodiversity Science, Conservation International. 55 pp. SUSCKE, P. (2009) Uso do espaço, padrão de atividades e dieta de um grupo de Cebus xanthosternos (Wied-Neuwied, 1820) (PRIMATES, CEBIDAE) na Reserva Biológica de Una, Bahia, Brasil. Dissertação de Mestrado. Universidade Estadual de Santa Cruz. SUTHERLAND, W.J. (1996) Why census? Cap 1. Em: Ecological Census Techniques: a Handbook. William J.Sutherland (ed). Cambridge University Press, London. TALEBI,M. e ADES, C (2004) Um estudo naturalístico da preferência manual em muriquis (Braschyteles arachnoides). Em: A primatologia no Brasil 8. Pp 251-262. TABARELLI M, P.L.P., SILVA J.M.C., HIROTA M. e BEDÊ L. (2005) Challenges and opportunities fo biodiversity conservation in the Brazilian Atlantic Forest. Conservation Biology 19:695–700. TERBORGH, J. (1983) Five New World Primates: a study in comparative ecology. Princeton University Press. Princeton, New Jersey. 260p. THOMAS, L., BUCKLAND, S.T., BURNHAM, K.P., ANDERSON, D.R., LAAKE, J.L., BORCHERS, D.L. e STRINDBERG, S. (2002) Distance Sampling. Em: Encyclopedia of Environmetrics. Abdel H. El-Shaarawi and Walter W. Piegorsch (eds). John Wiley & Sons, Ltd, Chichester. Vol 1. pp 544-552. THOMAS, L., LAAKE, J.L., STRINDBERG, S., MARQUES, F.F.C., BUCKLAND, S.T., BORCHERS, D.L., ANDERSON, D.R., BURNHAM, K.P., HEDLEY, S.L., POLLARD, J.H., BISHOP, J.R.B. e MARQUES, T.A. (2006) Distance 5.0. Release “x”1. Research Unit for Wildlife Population Assessment, University of St. Andrews, UK. http://www.ruwpa.st-and.ac.uk/distance/ THOMAS W. W. (2003) Natural vegetation types in southern Bahia. En: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade na Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus.

121

THOMAS W. W. & CARVALHO A. M. (2003) Zoneamento Ecológico do Sudeste da Bahia, Brasil.(mapa em formato digital). In: Prado P.I., Landau E.C., Moura R.T., Pinto L.P.S., Fonseca G.A.B., Alger K. (orgs.) Corredor de Biodiversidade da Mata Atlântica do Sul da Bahia. Publicação em CD-ROM, IESB / CI / CABS / UFMG / UNICAMP, Ilhéus. THOMAS, W.W., CARVALHO, A.M.V.DE, AMORIM, A.M.A., GARRISON, J. e ARBELÁEZ, A.L (1998) Plant endemism in two forests in southern Bahia, Brazil. Biodiversity and Conservation, 7:311-322. TIMMERS, J.F., MESQUITA, C.A.B. e PINTO, L.P.S. (2002) Ampliação da rede de Unidades de Conservação de Proteção Integral no Sul e Extremo Sul da Bahia. Instituto de Estudos Socioambientais do Sul da Bahia (IESB), Flora Brasil e Aliança para a Conservação da Mata Atlântica. Relatório não publicado. VALLADARES-PADUA, C.(1993) The ecology, behavior and conservation of the Black lion tamarins, Leontopithecus chrysopygus. PhD thesis. University of Florida. 181 p. VALLADARES-PÁDUA, C. e CULLEN JR., L. (1994) Distribution, abundance and minimum viable metapopulation of the Black Lion Tamarin, Leontopithecus chrysopygus. Dodo J. Wild. Preserv. Trust 30: 80-88. Van ROOSMALEN, M.G.M., van ROOSMALEN, T. e MITTERMEIER, R.A. (2002) A taxonomic review of the titi monkeys, genus Callicebus Thomas, 1903, with the description of two new species, Callicebus Bernhardi and Callicebus stephennashi, from brazilian Amazonia. Neotropical Primates, 10 (suppl.): 1-52. WALLACE, R., PAINTER, R.L.E. e TABER, A.B. (1998) Primate diversity, habitat preferences and population density estimates in Noel Kempff Mercado National Park, Santa Cruz Department, Bolivia. American Journal of Primatology 46: 197-211. WORMAN, C.D. e CHAPMAN, C.A. (2006) Densities of two frugivorous primates with respect to forest and fragment tree species composition and fruit availability. International Journal of Primatology, 27: 203-225. WHITESIDES, G.H., OATES, J.F., GREEN, S.M. e KLUBERDANZ, R.P. (1988). Estimating primate densities from transects in a West African rain Forest: a comparison of techniques. Journal of Animal Ecology, 57: 345-367.

122

ANEXO I

Riqueza de espécies – Serras das Lontras e Javi

Além dos primatas, objeto do presente estudo, outras espécies de mamíferos foram

registradas ao longo dos transectos nas Serras das Lontras e Javi. Foram considerados para

os registros tanto os avistamentos quanto registros indiretos, como vocalização, pegadas,

rastros e fezes. Algumas espécies não deixam dúvidas quanto à identificação, mas outras,

como os felinos, tatus e morcegos, foram registrados apenas como grupos.

Tabela i. Espécies de mamíferos registradas em cinco transectos nas Serras das Lontras e Javi, formas de registro e tipos florestais;

Espécie Transecto¹ Registro² Tipo Florestal³

Agouti paca Ln1, Ln2, Zq I Ma, Mn

Pecari tajacu Ln1 I Ma

Bradypus torquatus Zq A Em

Callicebus melanochir Btv A, V Em

Callithrix kuhlii Btv, Zq, Ct, Ln1, Ln2 A, V Ma, Mn, Em, Jo

Cebus xanthosternos Btv, Zq, Ct, Ln1, Ln2 A, V Ma, Mn, Em, Jo

Dasyprocta aguti Ln1,Zq A Ma, Em, Er

Eira barbara Btv A Em

Leontopithecus chrysomelas Ct, Ln2 A Ma, Jo, Er

Nasua nasua Ln1, Ln2 A Mn, Jo

Sciurus aestuans Btv, Zq, Ct, Ln1, Ln2 A Ma, Em, Jo

Procyon cancrivorus Ln1 I Ma

Tatu (spp) Ct, Zq I Ma, Em

Morcegos (spp) Ct, Ln2, Zq A Ma, Em

Felinos (spp) Ln1, Zq I Ma, Em

¹ Transectos: Bem-te-vi (Btv), Zé Oduque (Zq), Catarina (Ct), Lontras1 (Ln1), Lontras 2 (Ln2); ² Formas de registro: avistamento (A), vocalização (V), pegadas, fezes, ratros (I); ³ Tipos florestais em que as espécies foram registradas: Madura (Ma), Montana (Mn), Em maturação (Em), Jovem (Jo), Em regeneração (Er).

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A ocorrência dessas e de outras espécies de mamíferos foi registrada também nas trilhas

de acesso aos transectos, em diferentes tipos de vegetação (cabrucas, vegetação em

regeneração e floresta madura).

Tabela ii. Registros extra-transectos de espécies de mamíferos nas Serras das Lontras e Javi.

Espécie Local Forma (e número) de registros Callicebus melanochir Acesso a Bem-te-vi Vocalização(2)

Callithrix kuhlii Acesso a Bem-te-vi, Lontras 1 e 2 Avistamento(4), vocalização(7)

Cebus xanthosternos Acesso a Bem-te-vi Avistamento(1)


Acessos a Bem-te-vi, Lontras 1, Lontras 2 e Catarina

Avistamento(5), vocalização(4)

Cerdocyon thous Desvio em Lontras 1* Avistamento(1)

Pecari tajacu Desvio em Lontras 1* Avistamento e pegadas(1)

Procyon cancrivorus Acesso a Lontras 1 e Bem-te-vi Pegadas(2)

Sciurus aestuans Acesso a Bem-te-vi Avistamento(1)

* O desvio em questão corresponde a um trecho de estrada antiga que passa junto ao transecto, onde os animais foram avistados (dois catitús sendo perseguidos por uma raposa-do-mato);

124

ANEXO II

Comparação entre Abundâncias Relativas e Densidades estimadas pelo Distance

Comparando as abundâncias relativas derivadas apenas de avistamentos com as

estimativas de densidade fornecidas pelo programa Distance 5.0 observa-se que existe uma

correspondência, dentro de cada espécie, entre essas variáveis: as áreas que apresentam as

maiores abundâncias relativas são também as que apresentam as maiores densidades e as

áreas com as menores abundâncias relativas apresentam também as menores densidades

(Tabela 10). Essa correspondência se justifica pela estimativa de uma largura efetiva única

para cada espécie (Cebus xanthosternos = 26,03m; Callithrix sp. = 10,09m; Callicebus

melanochir = 19,47m; Leontopithecus chrysomelas = 12,29 m), de forma que a razão entre

as variáveis “número de avistamentos” e “esforço amostral” (n/L) se mantém inalterada

para a mesma espécie em todas as áreas de estudo.

No entanto, comparando as espécies entre si, a relação direta entre abundância relativa

e densidade não se mantem, o que se explica pela variação nas larguras efetivas estimadas

para cada espécie. Assim, apesar de apresentarem a mesma abundância relativa nas Serras

das Lontras e Javi, as espécies Leontopithecus chrysomelas e Callicebus melanochir

tiveram diferentes estimativas de densidade pelo Distance nessa área: 0.55 grupos/km² e

0.35 grupos/km², respectivamente. Da mesma forma, considerando as estimativas globais,

observa-se que apesar de Cebus xanthosternos apresentar a maior abundância relativa entre

as quatro espécies, sua densidade é inferior às encontradas para Callithrix sp e

Leontopithecus chrysomelas.

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Tabela iii. Número de avistamentos, esforço amostral, abundâncias relativas e estimativas de densidade (e intervalos de confiança) pelo programa Distance 5.0 para Cebus xanthosternos, Callithrix sp., Callicebus melanochir e Leontopithecus chrysomelas nas Serras das Lontras e Javi, REBIO Una, PESC e Reserva Ecológica Michelin.

Espécie Área n L (km) Abundância relativa

em grupos/10km (¹)

DS Distance

(grupos/km²)

Michelin 21 247 0.85 1.46(0.61-3.53)

Lontras 16 223.3 0.72 (0.76) 1.28 (0.57-2.89)

Rebio 15 284 0.53 1.00(0.45-2.22)

Cebus

PESC 8 228.25 0.35 0.67(0.24-1.85)

Total* 60 982.55 0.61(0.62) 1.10(0.75-1.62)

Callithrix Lontras 15 223.3 0.67 (1.03) 3.33 (1.23-9.02)

Michelin 16 247 0.65 3.21(1.43-7.24)

PESC 13 228.25 0.57 (0.75) 2.82(0.82-9.78)

Rebio 5 284 0.18 (0.21) 0.87(0.30-2.53)

Total* 49 982.55 0.50 (0.63) 2.56(1.48-4.44)

Callicebus Michelin 16 247 0.65 1.56(0.47-5.14)

Lontras 3 223.3 0.13 (0.22) 0.35(0.03-3.62)

Rebio 3 284 0.11 (0.25) 0.27(0.03-2.78)

Total* 22 754.3 0.29 (0.37) 0.73(0.28-1.86)

Leontopithecus Rebio 14 284 0.49 1.86(0.92-3.78)

Lontras 3 223.3 0.13 (0.36) 0.55(0.11-2.68)

Total* 17 507.3 0.34 (0.43) 1.20(0.62-2.33)

*(Estimativas totais obtidas a partir da soma dos avistamentos e do esforço amostral das áreas de estudo em que as espécies foram encontradas); ¹ valores entre parênteses correspondem às abundâncias relativas considerando também os registros por vocalizações (sem avistamento).

126

ANEXO III

Fragmentos florestais das Serras das Lontras e Javi (ARAÚJO e SANTOS, 2001)

A cobertura florestal ilustrada por ARAÚJO e SANTOS (2001) encontra-se

subestimada (observação pessoal). O texto a seguir corresponde à descrição dos autores

para os referidos fragmentos.

“Os fragmentos 4 e 6 apresentam as matas de melhor qualidade e estão localizados nos topos das Serras das Lontras e Javí, denominadas pelos moradores locais de Serra do Mangue e Peito de Moça, respectivamente. Estes fragmentos são compostos principalmente por matas de altitude entre 700 e 900 metros e algumas áreas de cultivos antigos abandonados e em estagio avançado de regeneração. Apesar de pouco habitadas, os moradores destas áreas ainda praticam agricultura de subsistência, o que implica em

Área estimada dos fragmentos: 1 (60ha), 2 (127ha), 3 (118 ha), 4 (806 ha), 5 (338 ha), 6(1.128 ha), 7(189 ha), 8 (225 ha)

127

pequenas derrubas de mata anualmente. Foi verificada forte pressão de caça no local, sendo registrados inúmeros tiros de espingarda e ocorrência de armadilhas, relatados pelos moradores locais. As informações de campo indicaram que os fragmentos 7 e 8, em destaque, são contíguos aos fragmentos 5 e 6. Ao explorar o fragmento 7, verificamos que ele é composto predominantemente por matas onde já houve alguma exploração seletiva de madeira e retirada de palmito. A estrutura da vegetação varia de acordo com a altitude, indo desde mata alta com árvores entre 15 e 20 metros até as matas de altitude que são mais baixas e retorcidas. Existem no local inúmeras manchas de capoeirão, testemunhos de antigas plantações. Estes locais estão hoje em avançado estágio de regeneração onde predomina uma cobertura florestal composta principalmente por espécies da família das Melastomatáceas. As mesmas características foram observadas no fragmento 8.

O fragmento 5 é composto predominantemente por matas e algumas manchas de capoeirão com as mesmas características do fragmento 7 registradas acima. O fragmento 3 é composto pela cobertura vegetal das encostas da Serra Fina, estando parcialmente conectado com o fragmento 4. É composto basicamente por vegetação de altitude. No seu entorno, há registro de exploração agrícola recente, entremeadas por capoeiras e manchas de mata. Na vertente sudoeste da Serra Fina, na cota 700 metros, encontra-se uma vasta área de campo, provavelmente uma antiga área ocupada com agricultura.-O fragmento 1 é o mais conhecido, explorado e o de mais fácil acesso da região. Ele é composto por uma série de ambientes distintos que acabamos por defini-lo como um “capoeirão”. É uma área bem antropisada, formada por pequenos fragmentos de mata entremeados por cabrucas, capoeiras em diversos estágios de regeneração, pequenos cultivos anuais e pastagens abandonadas. Está localizado entre as fazendas Elza e Boa Esperança, na face oeste da Serra das Lontras.

O fragmento 2 é o mais isolado em termos de conectividade. Entre ele e os fragmentos 1 e 4 está a área mais degradada da Serra das Lontras com uma concentração de pequenos agricultores voltados para agricultura de subsistência. Neste local existem muitas áreas desmatadas e com o solo exposto com indícios de erosão de solos por ação das chuvas. Sua localização é de difícil acesso pois está em terreno escarpado e de formação rochosa. Aparentemente é constituído por matas de boa qualidade e conectado a cabrucas e a fragmentos de mata pelas vertentes sul e sudeste.

Observando do alto o maciço de serras (sobrevôo em 2000), confirmou-se que a paisagem desta região é predominante florestada e bem conectada, ficando assim, difícil de distinguir os fragmentos descritos no item anterior. As novas iniciativas de abertura de floresta para implantação de culturas ocupam áreas pequenas, principalmente culturas de subsistência. O que mais preocupa nesta ação é que a maioria delas estão localizadas nas cotas mais elevadas, ameaçando em parte, as áreas mais íntegras de floresta.

Na vertente leste da Serra das Lontras, nas proximidades da Serra Peito de Moça e no entorno da Serra do Javí, há diversas formações de vegetação homogênea, constituídas principalmente por Meslastomatáceas. Entre as cotas 400 e 600 metros registrou-se a ocorrência de manchas formadas por leguminosas de porte arbóreo, popularmente conhecidas como Cobi. A ocorrência destas espécies indica que as áreas foram abertas anteriormente e se encontram em regeneração. Pelo abandono das plantações de cacau e seringueira e conseqüente regeneração da vegetação nestas áreas, ficou difícil distinguir e quantificar estes cultivos. De forma geral, a parte do maciço das serras que mais chamou a atenção pela degradação da paisagem foi o extremo sul da Serra das Lontras na porção entre o fragmento 4 e 2.”

Primatas das Serras das Lontras e Javi

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