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Fernando Figueiredo Goulart
Aves em quintais agroflorestais do Pontal do
Paranapanema, São Paulo: epistemologia, estrutura
de comunidade e frugivoria.
Belo Horizonte
Maio de 2007
Orientador: Rodrigo Matta-Machado
Co-orientador: John Vandermeer
Dissertação apresentada ao curso de Pós-
graduação em Ecologia, Conservação e
Manejo de Vida Silvestre/ICB-UFMG, como
pré-requisito para a obtenção do título de
mestre.
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ÍNDICE
1) Resumo geral............................................................................................................. 6
2) Introdução geral.........................................................................................................9
3) Agroecologia e a quebra de dois paradigmas modernos..........................................10
3.1) Resumo..................................................................................................................10
3.2) Abstract.................................................................................................................11
3.3) Édens insulares em pleno inferno: conservacionismo ou conservadorismo.........11
3.4) A desfamiliarização do campo: desenvolvimento ou des-envolvimento..............14
3.5) Conservacionistas e desenvolvimentistas: um acordo entre desacordados ..........18
3.6) Contribuições do conceito de Agrofloresta na quebra de dois paradigmas
modernos......................................................................................................................19
3.7) Referências............................................................................................................24
3.8) Anexos..................................................................................................................31
4) Estrutura da Comunidade de Aves nos Quintais Agroflorestais do Pontal do
Paranapanema, São Paulo.............................................................................................32
4.1) Resumo..................................................................................................................32
4.2) Abstract.................................................................................................................33
4.3) Introdução.............................................................................................................28
4.4) Materiais e Métodos..............................................................................................36
4.5) Resultados.............................................................................................................40
4.6)Discussão...............................................................................................................41
4.7) Referências………………………………………………………………….......46
4.8) Anexos…………………………………………………………………...........52
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5) Frugivory by Five Bird Species in Agroforest Home-gardens of Pontal do
Paranapanema, Brazil………………………..……………………………………….65
5a)Abstract………………………………….………………………………………..65
5b)Resumo………………………………….…………………………………….….65
5c) Introduction …………………………….………………………………………..66
5d) Materials and Methods…………………………………………………………...68
5e)Results………………………………………………………………………….…69
5f) Discussion………………………………………………………………………..71
5g) References……………………………………………………………………….74
5h)Appendix………………………………………………………………………....77
6) Considerações Finais……………………...……………………………………....86
Agradecimentos
Gostaria de agradecer aos morados da Gleba do Tucano, Mauro, Sardinha, Luiz de
Barros, Dona Diva, Rege, João, Zezão, Dona Cida, Renata, Jorge, Dona Teresinha,
Joel, Dona Maria, Ivo, Deda, Geiso, Elton, Bruno, Dona Maria, Marcelo, Michel.
Gostaria de agradecer a Jorn Schalerman, Jonathan Walker, Michael Jahi Chapell,
Irene Maria Cardoso, Helton Nonato Souza, Marcos Rodrigues, José Eugênio e
Claudia Jacobi pelas, assessorias acadêmicas.
Ao Ricardo Rudi Laps pela participação na banca de defesa.
Ao pessoal da bio: Aninha, Lia, Bia, Xkeleto, Felipe Leite, Sulz, Rocha, J, Daniel,
Fabrício, Leo, Bigode, Ivan, Fernanda, Theo, Nara, Raoni, etc (+ quem eu esqueci!)
Ao Pedro Lage Viana e Fernando Marino pela identificação das espécies vegetais.
A banda SOLNAMULERA (Amilton, Chicão, Raul, Henrique e Mamur Bah) pela
amizade e pelo bom e velho rock `n roll.
Obrigado aos meus companheiros de ateliê; Diego, Túlio, Geraldo, Nego, Lílian e
Daniel (meu subrinho!!!)
Ao Felipe Martins e Felipe Andrade pela suprimitude.
John Vandermeer e Ivete Perfecto pelo financiamento e por ter acreditado no meu
trabalho. You are the best!!!
Ao meu orientador e amigo Rodrigo Matta Machado
Aos meus avós, Tadeu, Leonor, Flávia, João, pelo carinho
Especialmente minha família: Maíra, Lúcia, Eugênio e Alex, pela orientação, afeto e
sobretudo o parto.
Agradeço aos “ermosos” e “brumistas” por terem me ensinado o amor pela natureza.
Gostaria de agradecer especialmente Dona Juvelina, Antônio Costeleta, Bruno,
Maurinho e Nego pela hospedagem, adoção e ajuda na coleta de dados.
“...Para mim esse mundo é maravilhoso, misterioso e insondável. Esta é a
predileção dos guerreiros, está vida, este mundo. Somente uma pessoa que ama a
terra com uma paixão constante. Um guerreiro é sempre alegre porque seu amor é
inalterável e sua amada, a terra, o abraça e lhe concede dádivas inconcebíveis....”
1) RESUMO GERAL
Historicamente, a biologia da conservação tem concentrado seus esforços
dentro das Unidades de Conservação. Pouco ou nada tem sido feito no intuito de
preservar a matriz no qual estas unidades estão inseridas. O enfoque agroecológico se
apresenta como uma alternativa para a conservação da matriz paisagística no entorno
e unidades de conservação e outras áreas de remanescentes de habitat natural.
Paralelamente a agroecolgia traz a tona um novo viés social que busca na agricultura
familiar uma forma de produção mais democrática contrariando o modelo
desenvolvimentista. Portanto a agricultura sustentável pode conservar a
biodiversidade e trazer responsabilidade social para a produção agrícola. Os sistemas
agroflorestais (SAFs), cultivos consorciados com arbóreas, podem contribuir para a
preservação através de três hipóteses. Criando uma matriz mais permeável aos
organismos, diminuindo a pressão de desmatamentos sobre as áreas de remanescentes
florestais e criando, por si, um ambiente para espécies florestais ou semi-florestais. O
presente estudo testa esta última hipótese (Hipótese do Habitat) no que se refere a
avifauna presente nos quintais agroflorestais (cultivos domiciliares de subsistência) do
Pontal do Paranapanema, São Paulo, O Pontal do Paranapanema se situa no extremo
oeste de São Paulo o se encontra dentro do domínio do bioma Mata Atlântica. Foram
realizadas trilhas em três áreas de mata, três de pasto e três de quintal agroflorestal. A
riqueza de espécie foi alto nos ambientes de mata e quintais sendo o pasto o ambiente
mais pobre. A composição das espécies foi semelhante entre mata e quintais sendo
ambos diferentes do pasto. As características da comunidade (porte, estrato de
forrageamento, comportamento migratório, guilda trófica, e grau de dependência
florestal) permaneceram similares entre mata e SAF para alguns parâmetros mas não
para outros. Dessa forma a hipótese foi parcialmente corroborada. Paralelamente
analisou-se é a qualidade destes habitats para Amazona aestiva, Ara chloroptea
(Pscittacidae), Pteroglossus castanotis, Ramphasto toco (Ramphastidae) Cyanocorax
chrysops (Corvidae). A metodologia utilizada foi de registros visuais de alimentação
(“feeding bouts”) nas mesmas trilhas utilizadas para a coleta de dados da comunidade.
Apesar das espécies possuírem uma menor freqüência nos SAFs se comparado a mata,
a quantidade de registros de alimentação e o número de itens consumidos foi maior no
primeiro sendo que o pasto obteve os menores valores para todos os parâmetros
analisados. Dessa forma os resultados sugerem que os quintais agroflorestais são
ambientes ricos em recursos alimentares para espécies frugívoras dependentes ou
semi-dependentes de ambientes florestais.
2) INTRODUÇÃO GERAL
O presente trabalho se trata de um estudo sobre a contribuição dos quintais
agroflorestais na conservação da avifauna no Pontal do Paranapanema, São Paulo. O
estudo é dividido em três capítulos. O primeiro capítulo, chamado “A Agroecologia e
a quebra de dois paradigmas modernos”, refere-se às questões teóricas e
epistemológicas da agroecologia no cenário desenvolvimentista e conservacionista.
Trata-se de uma releitura de uma publicação chamada: “Refocusing Conservation in
the Landscape: The Matrix Matters” (Vandermeer et al. 2005), porém trazendo para o
contexto nacional. Dentro desse panorama terceiro-mundista, o artigo aborda questões
fundamentais no histórico da agroecologia nacional, como aquelas relacionadas à
agricultura familiar e à reforma agrária, dentre outros. Procurou-se, apesar do enfoque
teórico, uma textualização mais simples e palatável, buscando uma leitura com um
caráter de divulgação científica. O segundo capítulo “Estrutura da Comunidade de
Aves em Ambientes com Diferentes Níveis de Intensificação Agrícola do Pontal do
Paranapanema, São Paulo” tráz a discussão mais específica sobre a contribuição
desses ambientes para a conservação da avifauna na região do Pontal, contrapondo-a
com os ambientes de pasto e mata secundária. Finalmente, o último capítulo
“Frugivory by five bird species in agroforest home-gardens of Pontal do
Paranapanema, Brazil”, compara a dieta de cinco espécies de aves entre quintais
agroflorestais, mata secundária e pasto. Dessa forma, o que foi discutido no âmbito
teórico e epistemológico no primeiro capítulo é abordado de forma mais específica e
empírica nos outros dois capítulos.
3) AGROECOLOGIA E A QUEBRA DE DOIS
PARADIGMAS MODERNOS
3.1) Resumo
O presente estudo é uma revisão sobre a contribuição da agroecologia para o debate conservacionista e
desenvolvimentista. Através de uma abordagem teórica, epistemológica e histórica os viés de ambas as
ciências são analisados. O Mito da Natureza Intocada, presente em grande parte do discurso
tradicionalista da biologia da conservação, tráz um enfoque exclusivo nas unidades de conservação
(UCs) prejudicando os esforços de preservação da matriz paisagística como todo. Esse enfoque
exclusivo em reservas possui à princípio, três problemas teóricos. Primeiramente, a área ocupada por
essas UCs são pequenas se comparadas com o que se situa fora dos limites destas, protegendo assim,
uma pequena porção da biodiversidade. Outro problema consiste no fato dessas reservas serem
temporárias, se analisadas a longo prazo e estão sujeitas à imprevisibilidades naturais, como
instabilidade climáticas, bem como imprevisibilidades humanas como processos político-econômicos.
Finalmente, essas UCs são, na maioria das vezes, ilhas de habitat naturais embebidas em uma inóspita
matriz agroecológica. Esse tipo de arranjo paisagístico leva a uma baixa taxa de recolonização desses
fragmentos, dessa forma as taxas de extinção superam as de migração e colonização levando ao
declínio do número de espécies. Por outro lado, o discurso pautado por alguns desenvolvimentistas é
levado por uma diferente, mas não menos equivocada, corrente de pensamento que acredita na
superioridade da produção agrícola intensiva frente à agricultura familiar. No Brasil, essa mecanização
precoce da agricultura teve conseqüências catastróficas para o pequeno produtor bem como o aumento
da pobreza no campo e nas cidades. Através da crítica agroecológica, ambas as correntes, a
conservacionista e a desenvolvimentista, se baseiam em preceitos falaciosos. Tendo em vista essas
contradições, o estudo da agroecologia, mais especificamente o estudo dos sistemas agroflorestais
diversificados, contribui para a conservação e traz uma maior responsabilidade social para a produção
agrícola. Teoricamente, esses sistemas podem contribuir para a preservação em pelo menos três
aspectos. Primeiramente, os sistemas agroflorestais diversificados podem abrigar espécies florestais
propiciando um hábitat estruturalmente e funcionalmente similar ao do ambiente natural. Além disso,
esses sistemas podem reduzir a pressão de desmatamento, bem como proporcionar uma matriz mais
permeável, permitindo assim a troca de propágulos entre os fragmentos de hábitas naturais. Do ponto
de vista producionista, estes sistemas podem reduzir os riscos da produção, impedindo explosões
populacionais de pragas e doenças uma vez que abriga uma maior diversidade de predadores,
competidores e parasitas.
3.2) Abstract
This work reviews the contribution of agroecology to both conservation and development debate.
Through a theoretical, epistemological and historical framework we analyze the two paradigms that
guide these sciences. From the ecological point of view, the misunderstanding notion of “pristiness”
and “untamedeness” of natural habitats misled conservation efforts from the landscape level to the
conservation units. The problems of focusing exclusively on natural reserves, is threefold. Firstly, they
cover only a small part of the earth surface and therefore protect only a small part of the world’s
biodiversity. Secondly, they are temporary when viewed through a long term perspective and subjected
to natural (eg. climatic) as well as human (eg. political or economic) instabilities. Finally, reserves are
mostly island of natural habitats embedded by an agricultural matrix. This landscape is likely to
experience high regional extinctions rates as local extinctions are not balanced by migrations. On the
other hand, developers are guided by a different, but not less fallacious, view that is biased towards the
superiority of agricultural intensification compared to small scale agriculture. In Brazil the precocity of
agriculture mechanization supported by the government during the 70s had catastrophic consequences
to small farmers increasing rural and urban poverty. Through an agroecological perspective, both
conservation and development are based in wrong concepts. Therefore, the study of agroecology, more
specifically agroforestry systems, can help conserve biodiversity as well as make agricultural
production in a more social responsible way. In theory, agroforestry systems can conserve wildlife in at
least three ways. By providing habitat for forest species, by reducing deforestation pressure and by
creating a more permeable matrix facilitating species movements between fragments. From the
productionist point of view, these systems can prevent pest out-breaks by raising the habitat
heterogeneity and supporting richer competitors, parasites and predators assemblages.
3.3) Édens insulares em pleno inferno: conservacionismo ou conservadorismo?
Historicamente, a biologia da conservação tem concentrado seus esforços
dentro das Unidades de Conservação (UCs) (Vandermeer et al., 2005; Diegues, 1998;
Primack & Rodrigues, 2001; Allison et al. 1998). Muito do enfoque exclusivo nas
UCs se baseia em uma visão dogmática e mitológica das paisagens naturais. Esta
visão conhecida como, Mito da Natureza Intocada (Diegues, 1998) leva a um enfoque
excessivo na conservação da mega-fauna carismática e em paisagens paradisíacas,
baseado primeiramente em valores estéticos e secundariamente em teorias ecológicas.
Sob essa ótica, os ambientes agrícolas não são legítimos o suficiente para merecer
esforços de conservação (Vandermeer et al. 2005). Essa corrente conservacionista
tradicional ignora o fato de que grande parte da diversidade dessas paisagens
“virgens” é, na verdade, resultado de manejos por parte de populações humanas.
Paralelamente à questão epistemológica, existem, a princípio, três problemas
teóricos na conservação focada exclusivamente nas UCs (Vandermeer et al. 2005).
Primeiramente, a quantidade de biodiversidade compreendida por essas áreas é
mínima se comparada ao que não está protegido. Rodrigues e Gaston (2002)
estimaram que 90% das espécies do mundo residem fora das unidades de
conservação. Portanto, por mais que novos parques sejam criados, a biodiversidade
residente fora desses limites será sempre esmagadoramente maior. A segunda
contradição teórica dessa estratégia refere-se à natureza temporária das reservas, se
analisadas a longo prazo (Vandermeer et al 2005). Por exemplo, a Grande Reserva do
Pontal do Paranapanema, no extremo oeste de São Paulo, criada no início dos anos 40,
possuía originalmente aproximadamente 300.000 hectares. Na década seguinte, o
governador Ademar de Barros distribuiu terras dentro dos domínios da reserva para
seus amigos e correligionários. Hoje resta não mais do que 60.000 hectares protegidos
(Cullen & Lima 2001). Outro exemplo é a pressão exercida pela indústria petrolífera
aos parques nacionais no Alaska. Tal fato foi conseqüência do recente aumento de
preço do barril no mercado internacional (Vandermeer et al. 2005). Além da
influência de fatores políticos nas UCs, como os dois exemplos citados acima, outros
fatores naturais como, queimadas, secas, furacões, vulcões e enchentes podem
questionar a viabilidade das UCs como refúgios eternos da diversidade.
Finalmente, a natureza insular das áreas protegidas, gera altas taxas de
extinção de acordo com a Teoria de Biogeografia de Ilhas (MacArthur & Wilson
1967). Estudos de viabilidade populacional de mamíferos mostram que mesmo os
maiores e mais bem manejados parques possuem altas taxas de extinção. Dessa forma,
as Unidades de Conservação não são por si só capazes de manter tais populações a
longo prazo (Newmark 1995). Segundo esse estudo, a área necessária para a
manutenção da biodiversidade através da instalação de reservas estaria fora dos
limites plausíveis do ponto de vista econômico e político. De acordo com a teoria de
metapopulações, um elevado grau de isolamento impossibilita a troca de propágulos
entre subpopulações, levando assim a extinções, uma vez que estas subpopulações não
são suficientemente grandes para se manter a longo prazo (Levins, 1969). Apesar de
nem todas as espécies se comportarem da forma prevista por esta teoria (R.Laps,
comunicação pessoal) é provável que a grande maioria delas apresentem um padrão
similar a este. Estudos com comunidade de aves em fragmentos florestais mostram
que, apesar do tamanho das populações ser um fator importante, a conectividade é
igualmente ou, em alguns casos, mais importante para a viabilidade destas. Portanto,
em determinadas ocasiões, populações pequenas e conectadas são mais viáveis do que
populações grandes e isoladas (Martensen et al. 2006). Dessa forma, mesmo que as
populações residentes em unidades de conservação fossem suficientemente grandes, o
que na maioria dos casos não é verdade, a baixa conectividade, característica da
matriz agrícola na qual estão inseridas, levaria à extinção destas mais cedo ou mais
tarde.
3.4) A desfamiliarização do campo: desenvolvimento ou des-envolvimento?
Nos anos setenta, o Brasil sofreu uma drástica modificação no seu modelo
agrário. Embasado por uma filosofia desenvolvimentista que se pautava pela crença
da superioridade da grande produção agrícola e na inviabilidade da produção familiar,
o governo criou generosos subsídios para modernizar o campo. Acreditava-se no
crescimento econômico mediado pela técnica como meio de melhorar infinitamente a
“performance” da produção agrária especializada, no intuito de atingir o superávit na
balança comercial (Bourlegat 2003). Havia uma necessidade de “domar” uma
natureza caótica (em outras palavras, biodiversificada) e torná-la “organizada” e
“produtiva”. Dessa forma, o que se caracterizava por uma paisagem dominada por
pequenos e heterogêneos sistemas agrícolas foi gradualmente substituído por grandes
e mecanizados monocultivos.
No Brasil, tal processo resultou em um desastre social de grandes proporções,
levando à manutenção e/ou aumento da pobreza rural e aumento drástico da pobreza
urbana (Biswanger 1994). A mecanização agrária provocou uma redução prematura
da demanda relativa por mão-de-obra, inflacionou o preço da terra, acirrou conflitos
fundiários e consequentemente levou à expulsão do pequeno produtor da fronteira
agrícola (Guanziroli et al. 2001). Essa expansão agrícola levou, além de um desastre
social, a fragmentação dos biomas Mata Atlântica (Dean, 1997) e Cerrado (Guanzioli
et al. 2001). Cabe pontuar que esses ambientes são considerados hot spots, ou seja,
regiões prioritárias para a conservação a nível mundial pela grande riqueza de
espécies, endemismos e pelo alto grau de degradação o qual estão sujeitas
(Mittermeier et al. 1998).
No sul da Bahia, a resistência dos pequenos agricultores frente á modernização
de seus cultivos levou a permanência de parte da cobertura vegetal original. A região,
antes dos anos 60, se caracterizava por extensos fragmentos florestais e áreas de
sistemas agroflorestais tradicionais de cacao (cabruca). Estes sistemas se assemelham
a estrutura da mata nativa uma vez que utiliza o dossel original para o sombreamento
do cultivo. Nos anos 60 o governo brasileiro iniciou uma campanha de intensificação
desses sistemas. O programa consistia em um crédito aos produtores que
transformassem suas cabrucas em monocultivos através da remoção das arbóreas
(Jonhs 1999). Uma vez que o ambiente de cabruca pode abrigar grande parte da fauna
nativa florestal, esse processo levou á declínio dessas espécies e a fragmentação das
populações remanescentes (Faria et al. 2006). Felizmente grande parte dos
agricultores não participaram do programa ou o fizeram parcialmente. Hoje, o que
permanece da vegetação nativa deve-se em grande parte pela resistência dos pequenos
agricultores que optaram pela não intensificação dos seus cultivos.
Esse processo modernização agrícola, não foi exclusivo do território brasileiro,
acometendo outros países subdesenvolvidos da América Latina. Por exemplo,
Perfecto e colaboradores (1996) descrevem a gradual substituição de cafezais
agroflorestais tradicionais por monoculturas no México. Novamente este processo
levou á um prejuízo ecológico. Por exemplo, o declínio de aves migratórias observado
nos EUA na década de noventa está relacionado à mecanização desses cultivos. Na
Índia o processo de modernização da agricultura indiana atingiu os pequenos
agricultores com tal intensidade que foi verificado uma epidemia de suicídio na
classe. Estima-se que 16.000 agricultores tenham praticado suicídio em Andhra
Pradesh entre 1995 e 1997 sendo que a maioria dos casos estavam relacionada a
abruta mudança no sistema agrícola que afetou profundamente a cultura campesina
(Shiva,2000).
Dessa forma o processo de modernização agrária prematura com sua tendência
“desfamiliarizadora” atingiu todo o campesinato brasileiro bem como os de outros
países sub-desenvolvidos. Paradoxalmente, países que ostentam os maiores índices de
desenvolvimento humano, como EUA e Japão, apresentam forte presença da
agricultura familiar, cujo papel foi fundamental na estruturação de suas economias
(Guanzioli et al. 2001). A importância do campesinato reside na sobrevivência desse
setor na ausência de investimentos vultosos em terras e equipamentos. Em termos de
produtividade líquida por unidade de área, as pequenas propriedades são superiores
aos grandes latifúndios (tab. 1). A diversificação do sistema agrícola familiar também
apresenta menor risco de ataque de pragas e menores impactos da flutuação de
mercado (Krauss, 2004). Por exemplo, no Brasil, apesar da falta de apoio, a
agricultura familiar é responsável por quase 40% da produção agropecuária (tab. 2) e
responde por 77% do emprego agrícola. Dessa forma esse sistema apresenta, além de
uma eficiência econômica, uma eficiência “social”, uma vez que possui uma alta
relação entre valor agregado e unidade de trabalho (Guanzioli et al., 2001).
Esse processo de intensificação e “desfamiliarização” da agricultura baseou-se
em falsos preceitos de erradicação da pobreza como um de seus pilares. Através do
argumento falacioso, os desenvolvimentistas encontraram em sua “generosidade”,
argumentos éticos para agregar capital e força política. Uma questão pouco debatida
no meio agronômico é se, de fato, necessitamos de mais alimentos (Vandermeer &
Perfecto, 2005). Segundo Durning (1992), habitantes de países desenvolvidos
consomem, per capita, três vezes a quantidade de grãos e seis vezes a quantidade de
carne consumida por habitantes de países subdesenvolvidos. Dessa forma, 48% da
produção mundial de grãos e 61% da produção de carne destinam-se a países
desenvolvidos. Portanto, a questão da fome no mundo está associada à má
distribuição de alimentos e não à produção per si. Outra grande contradição dos
sistemas agrários mecanizados é que buscam o lucro através de uma produção
excedente, apesar do fato de que essa superprodução leva, por sua vez, a queda do
preço do produto. Por exemplo, em uma conferência internacional de empresas
cafeicultoras na Costa Rica, em 1990, chegou-se à conclusão sobre a causa da crise da
produção dessa mercadoria: a superprodução. A produção excedente levou a queda
nos preços no mercado internacional. Curiosamente, os agrônomos ali presentes
concluíram que a forma de reverter essa situação seria produzir ainda mais (John
Vandermeer, comunicação pessoal). Dessa forma o desenvolvimentismo, apesar de se
validar pela técnica e a razão como um de seus métodos, possui objetivos que são
muitas vezes dogmáticos, irracionais e ilusórios.
Paralelo ao processo de latifundização, grandes esforços vem sendo realizados
no intuito de “re-familiarizar” o campo brasileiro, em oposição à tendência
mecanizadora.
O conceito de reforma agrária surgiu no Brasil na década de 60 por parte do
Partido Comunista e setores progressistas da Igreja Católica (Delgado 2001). Em
1979 surgiu o Movimento dos Trabalhadores Sem Terra (MST) como um movimento
de luta pela terra como um dos maiores representantes da causa agrária (Caldart
2001). Contemporaneamente surgiram movimentos ambientalistas que, apesar de
possuirem outros objetivos, contavam com as mesmas articulações, bem como com
inimigos comuns, como o grande latifúndio (Cullen et al. 2005). Dentro desse
contexto, muitas alianças têm sido feitas entre movimentos pela reforma agrária e
movimentos pela conservação da biodiversidade.
3.5) Conservacionistas e desenvolvimentistas: um acordo entre desacordados
Apesar de alguns ambientalistas e conservacionistas se oporem ao sistema
agrário intensivo, outros acreditam que, indiretamente, tal sistema pode ser benéfico à
biodiversidade. Muitos dos esforços da conservação da biodiversidade se baseiam na
teoria ecológica da Economia de Terra, ou Land Sparing (Green et al. 2005). Segundo
este ponto de vista, a agricultura deve se preocupar em atingir o máximo da
produtividade por unidade de área, no intuito de evitar que novas áreas sejam
convertidas. Dessa forma, áreas que seriam utilizadas para a agricultura poderiam, em
tese, ser destinadas à conservação da biodiversidade (O’Brien & Kinnaird 2003).
Assim, a intensificação agrícola, apesar de trazer danos à vida silvestre no local onde
é implantada, pode trazer uma contribuição regional com a redução da necessidade de
conversão de novas áreas não exploradas (Green et al. 2005). Sob tal perspectiva, os
interesses desenvolvimentistas que buscam o aumento da produção agrícola através da
mecanização, aumento no uso de insumos e manipulação genética, não se contrapõem
aos interesses conservacionistas, desde que algumas áreas sejam destinadas à
conservação.
Por outro lado, a teoria econômica não condiz com a político-ecológica. De
acordo com a primeira, se existe um aumento da eficiência de produção, a imigração
de pessoas e o capital também aumentam. Portanto, a produção está positivamente
correlacionada à demanda de terra e não negativamente, como prediz a Economia de
Terras (Angelsen & Kamowitz 2001). Outro problema dessa teoria reside no fato,
anteriormente discutido, de que a produtividade aumenta com o nível de
intensificação do sistema (Vandermeer & Perfecto, 2005, 2007). O fato de que
propriedades menores podem ser mais produtivas, em unidade de área, do que as
maiores e mais intensificadas, contestam assim superioridade dos grandes latifúndios
(Rosset 1999).
3.6) Contribuições do conceito de Agrofloresta na quebra de dois paradigmas
modernos.
Verifica-se portanto, no cenário conservacionista e desenvolvimentista atual
dois dogmas paralelos. O Mito da Natureza Intocada que atrela a redenção da
biodiversidade nas Unidades de Conservação e o Mito da Megaprodutividade, que
acredita que a intensificação agrícola salvará a humanidade do atraso representado
pela agricultura familiar.
Tal fato contribuiu para uma paisagem paradoxal onde muitas unidades de
conservação, apesar de dotarem políticas restritivas, estão inseridas em uma matriz
agrícola extremamente inóspita à biodiversidade. Como discutido anteriormente, a
presença dos sistemas agrícolas intensivos inviabilizam os esforços de conservação,
uma vez que para conservar a biodiversidade precisamos melhorar a qualidade da
matriz, em outras palavras, torná-la menos intensiva (Vandermeer et al. 2005).
Paralelamente, o sistema agrícola atual enfrenta uma grave crise, sendo que parte
desse processo deve-se em parte à redução da biodiversidade do sistema como um
todo. Explosões populacionais de pestes em lavouras intensivas vêm crescendo
espantosamente. Por exemplo, a ferrugem asiática, causada pelo fungo Phakopsora
pachyrhizi, que foi relatada pela primeira vez em 2000 no Brasil (Yorinori et al.
2002), pode causar a perda de até 90% da lavoura de soja (Sinclair & Hartman, 1999).
De acordo com teorias ecológicas, não é difícil explicar tais explosões. A extinção de
predadores, parasitas e parasitóides, associada a uma estrutura paisagística homogênea
e com grande abundância de determinados recursos (grãos) são altamente propícios a
esse tipo de explosão populacional. Cabe pontuar que a baixa viabilidade genética
dessas culturas as torna ainda mais suceptíveis.
Dessa forma pode-se relacionar a redução da produção agrícola à perda de
biodiversidade (Krauss 2004; Vandermeer & Perfecto 1997). Para compensar essas
perdas, desenvolvimentistas convertem novas áreas, aumentam a quantidade de
insumos agrícolas ,causando, por sua vez mais perda de biodiversidade. Esse ciclo
vicioso de perda de diversidade e produção faz com que nenhum dos objetivos, dos
agrônomos ou dos conservacionistas, sejam concretizados.
Conscientes das contradições entre as visões desenvolvimentistas e
conservacionistas, sistemas agrícolas alternativos tem chamado a atenção de muitos
ecólogos. Nesse contexto os sistemas agroflorestais (SAFs) tiveram grande
importância pelo fato de, geralmente, abrigarem grande quantidade de biodiversidade
(Vandermeer et al. 2005; Moguel & Toledo 1999; Vandermeer & Perfecto 1997;
Perfecto et al 1996). Uma definição mais recente dos SAFs os caracteriza como
sistemas agrícolas nos quais haja a presença de vegetais arbóreos em uma porção
significativa do sistema (ICRAF, 2000). Essa definição engloba uma vasta gama de
manejos de média intensidade baseados em dinâmicas ecológicas naturais (Schroth et
al. 2000a). Devido a esta enorme diversidade de sistemas agroflorestais, vários
critérios podem ser usados para classificar os SAFs. Os mais comumente usados são a
estrutura do sistema (composição e arranjo dos componentes), função, escala sócio-
econômica, nível de manejo e extensão ecológicas (Nair, 1985). Apesar desses
manejos datarem de milênios, grande parte do interesse conservacionista por tais
sistemas veio a partir de estudos com aves em cafezais agroflorestais na década de
noventa (Komar, 2006). Tal fato se deu a partir de observações de espécies
migratórias utilizando estes sistemas na América Central (Wunderle & Latta 1996;
Greenberg et al. 1997). A grande riqueza desses cafezais e a gradual substituição
destes por sistemas mais intensivos alarmou muitos biólogos da conservação (Perfecto
et al. 1996). Este processo culminou em uma campanha de credenciamento de cafés
com certificados “bird-friendly” (de proteção da avifauna) e “biodiversity-
friendly”(de proteção da biodiversidade) por parte de organizações como Smithsonian
Migratory Bird Center e Rain Forest Alliance. Essa campanha teve como objetivo
conscientizar os consumidores da importância dos sistemas sombreados para a
conservação (Komar, 2006). Apesar do aparente êxito dessas organizações, muitas
críticas tem sido feitas ao processo de certificação. Mas e Dietch (2004) reportaram
grande variação nas riquezas de aves entre estes cafezais credenciados, sendo que as
mais ricas abrigavam 36 espécies e as mais pobres apenas 10 espécies. Sistemas que
envolvem a utilização de apenas uma espécie arbórea, como Gliricidia, podem levar a
uma perda semelhante à observada em monocultivos (Greenberg et al. 1997). Rapole
e colaboradores (2003) criticaram a adoção de cafezais agroflorestais como forma de
conservação da avifauna, uma vez que as espécies ameaçadas de maior interesse para
conservação não utilizam estes ambientes. Segundo este autor, a utilização desses
SAFs, ao contrário de proteger a avifauna, contribui para o declínio destas uma vez
que contribui para a conversão da cobertura florestal. Apesar da consistência desses
argumentos, cabe pontuar que a grande maioria dos estudos sugerem que cafezais
agroflorestais abrigam mais espécies do que cafezais intensivos (monoculturas)
(Wunderle & Latta 1996, Estrada et al. 1997, Petit et al. 1999, Tejeda-Cruz &
Sutherland 2004), que estes sistemas podem possuir riqueza semelhante à ambientes
florestais (Greenberg et al. 1997, Tejeda-Cruz & Sutherland 2004) e que estes
ambientes são amplamente utilizados por espécies migratórias (Wunderle & Latta
1996, Greenberg et al. 1997, Tejeda-Cruz & Sutherland 2004). Além disso os cafezais
agroflorestais podem abrigar algumas espécies de aves ameaçadas de extinção
(Komar 2006).
Assim como os cafezais, outros sistemas agroflorestais (SAFs) tais como
pequenos sistemas agrícolas de subsistência (Marsden et al. 2006) e cultivos
sombreados de cacau (Faria et al. 2006), erva mate (Cockle et al. 2005), seringais
(Gouyon et al. 2003; Thiollay 1995), Durio zibethinus e damasco (Thiollay 1995)
podem abrigar grande riqueza de aves.
Em termos de conservação, os SAFs podem, teoricamente, contribuir na
manutenção da biodiversidade através de, pelo menos, três formas (Schroth et al.
2004b). Primeiramente, a hipótese do desmatamento (Agroforest Deforestation
Hypothesis) sugere que os SAFs podem reduzir a pressão de desmatamento se
adotado como uma alternativa para o cultivo extensivo. Dessa forma, o manejo
agroflorestal pode satisfazer as necessidades de certa população em uma área menor
do que outras atividades agrícolas, reduzindo assim a necessidade de desmatar áreas
adicionais. A hipótese matriz (Agroforest Matrix Hypothesis) sugere que os
benefícios dos SAFs podem se estender ao nível da paisagem, aumentando a
permeabilidade aos organismos e levando a uma maior taxa de migração e
recolonização, diminuindo assim a extinção das espécies (Schroth et al. 2004). A
permeabilidade da matriz tem sido apontada como uma característica importante para
a conservação das espécies, uma vez que populações isoladas, mesmo que
demograficamente grandes, possuem dificuldade de se manterem a longo prazo sem
um fluxo mínimo de indivíduos entre elas (Newmark 1995; Martensen et al. 2006).
Finalmente, a hipótese do habitat (Agroforest Habitat Hypotesis) sugere que os SAFs
podem proporcionar habitat para espécies dependentes ou semi-dependentes de
ambientes florestais possuindo, por si próprio, um valor de conservação.(Schroth et al,
2004). Sobre a perspectiva econômica, os riscos que explosões populacionais de
pragas são menores nos sistemas agroflorestais do que em cultivos extensivos, uma
vez que estes ambientes possuem uma maior heterogeneidade espacial, bem como
mais espécies de predadores e competidores (Krauss, 2004).
Apesar importância dos sistemas agroflorestais em termos conservação da
biodiversidade bem como em termos de produção agrícola, cabe ressaltar que esses
ambientes não são capazes de substituir os ambientes florestais, mas sim devem ser
usados como ferramentas auxiliares à preservação destes. Dessa forma políticas que
resultam na substituição de ambientes naturais por sistemas agroflorestais devem ser
evitadas (Rapole, 2003).
Portanto as críticas aqui feitas ao conservacionismo tradicional não devem
desencorajar a implantação de unidades de conservação, como áreas restritas as
atividades humanas. Unidades de conservação são fundamentais para a manutenção
da biodiversidade, porém o objetivo de preservação só será alcançado se
conservacionistas, além de se esforçarem em criar novas reservas, se preocuparem
com a qualidade da matriz na qual estão inseridas. Uma vez que estas reservas estão
quase sempre embebidas em uma matriz agrícola (Vandermeer et al. 2005), os
sistemas agroflorestais possuem grande potencial social e ecológico de melhoria da
qualidade da matriz e consequentemente conservação da biodiversidade.
Finalmente, o conceito de agrofloresta trouxe grande contribuição
epistemológica à biologia da conservação, pelo fato de serem ambientes modificados
pela presença humana, produtivos do ponto de vista agrícola, e sendo, em várias
situações, biodiversificados. Tal fato contribuiu para o estabelecimento de uma
corrente ecológica menos puritana e romântica, trazendo essa ciência para um maior
pragmatismo.
Dentro da problemática fundiária brasileira, a agroecologia traz fundamentos
teóricos à importância da reforma agrária, não só para o contexto social, bem como
para conservação da biodiversidade. Historicamente, o conceito de agrofloresta
perpassa, mesmo que muitas vezes despercebido, pela luta pela reforma do campo.
Exemplos claros de articulações entre reforma agrária e conservação da
biodiversidade são as práticas agroflorestais adotadas em assentamentos nos Estados
do Rio de Janeiro, São Paulo e Bahia. Em São Paulo, na região do Pontal do
Paranapanema, assentamentos rurais em parceria com a organização não
governamental IPÊ (Instituto de Pesquisas Ecológicas), vêem contribuindo para a
conectividade entre os fragmentos florestais através de práticas agroflorestais. A
região do entorno da Reserva Biológica do Poço das Antas, no Rio de Janeiro e o Sul
da Bahia passam por processos semelhantes. Em todos esses casos, a presença de
ONGs (Amigos do Mico-Leão-Dourado, no Rio de Janeiro e Instituto de Estudos
Sócio-Ambientais, na Bahia) foram fundamentais para essa articulação (Cullen et. al.
2005). Portanto a reforma agrária pode, através das práticas agroflorestais, ser uma
ferramenta de conservação da biodiversidade.
3.7) Referências
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3.8) Anexos:
Tabela 1: Tamanho dos estabelecimentos de médio tamanho, produção líquida e
bruta em dólares por hectares nos Estados Unidos no ano de 1992.
Hectares Produção
bruta
Produção
líquida
4 7424 1400
27 1050 139
58 552 82
82 396 60
116 322 53
158 299 55
198 269 53
238 274 56
359 270 54
694 249 51
1364 191 39
6709 122 63
Extraído de Rosset, 1999
Tabela 2: Tipo de estabelecimento, área e valor bruto da produção no território
brasileiro. VBP refere-se à somatória da produção colhida/obtida de todos os
produtos animais e vegetais.
Categorias Estab. Total % Estab. Área Total % Área Total VBP % VBP
Familiar
4.139.369 85,2 107.768.450 30,5 18.117725 37,9
Patronal
554.501 11,4 240.042.122 67,9 29.139.850 61,0
Instituições
Religiosas
7.143 0,1 262.817 0,1 72.327 0,2
Entidades
Públicas
158.719 3,3 5.529.574 1,6 465.608 1,0
Total
4.859.732 100,0 33.602.963 100,0 47.795.510 100,0
Extraído de Guanzioli et al. 2001
4) Estrutura da comunidade de aves em três
ambientes com diferentes graus de intensificação
agrícola no Pontal do Paranapanema, São Paulo
3.1) Resumo
A contribuição dos sistemas agroflorestais (SAFs) para a conservação da avifauna tropical é
um assunto difundido na literatura ecológica. Cultivos sombreados de café, cacau, damasco e seringais
mostram-se extremamente ricos em espécies podendo abrigar inclusive aves dependentes de ambientes
florestais. O presente estudo compara a riqueza, composição, estrutura trófica, estrato de
forrageamento, tamanho corporal, comportamento migratório, e grau dependência florestal nas
comunidades de aves nos ambientes de pasto, mata secundária e quintais agroflorestais na região do
Pontal do Paranapanema, São Paulo. Foi utilizada a metodologia de transecto, nos quais eram
documentados os registros visuais das espécies. A riqueza esperada para os quintais agroflorestais foi
de 86,35, para o ambiente de mata foi 90,03 e para as áreas de pasto, 37,61 espécies. A análise de
similaridade agrupou as três áreas de SAFs com as áreas de mata, e distanciou ambos os ambientes das
comunidades observadas no pasto. Com relação à estrutura trófica, a comunidade do SAF se
assemelhou à comunidade da mata, com exceção da redução da presença de espécies carnívoras na
primeira. O pasto se mostrou mais pobre em espécies, especialmente no que se refere à guilda dos
nectarívoros, os quais não foram observados nesse ambiente. Quanto ao grau de dependência florestal
do SAF, apresentou uma redução de espécies florestais e semi-florestais em relação a comunidade da
mata, apesar desta redução ser menor do que a observada no pasto para ambos os grupos. Com relação
ao estrato de forrageamento, a comunidade do SAF novamente se assemelhou à da mata e ambos
diferiram do pasto onde houve a extinção das espécies que forrageiam no estrato médio e houve
redução drástica das espécies de sub-bosque. A estrutura de tamanho corporal das espécies se
assemelhou entre mata e SAF mas diferiu do pasto, no qual houve uma redução substancial de espécies
de pequeno porte. Não houve diferenças entre as freqüências de espécies migratórias entre os
ambientes. Nossos resultados reforçam a importância dos SAFs, especialmente quintais agroflorestais
para a conservação da avifauna. Apesar disso, cabe ressaltar, que estes ambientes, apesar da sua
riqueza, não substituem o ambiente florestal.
4.2) Abstract
The contribution of agroforestry for bird conservation is well-known in the ecological
literature. Shade grown plantations such as coffee, cocoa, dammar and rubber trees are known to
support high richness of bird species including forest dependent species. The aim of this work was to
compare the richness, composition, guild structure, foraging strata, body size, degree of forest
dependence and migrating behavior of bird assemblages in agroforest home-gardens, secondary forest
and pasture habitats at Pontal do Paranapanema region, São Paulo State, Brazil. We used transects from
where visual records of the species were documented. Birds expected richness found in agroforest
home-gardens were 86,35 in forest were 90,03; in pasture habitats were 37,61. Similarity analyses
clustered agroforest and forest together but separated theses habitats from pastures. Guild structure of
gardens was similar to forest, except for carnivores which decline in the former. There was a complete
extinction of nectarivorous species in pasture habitats. Forest dependent and semi-dependent species
declined in agroforests but not as much as in pasture systems, in which forest dependent species were
almost absent. Foraging strata frequencies were similar between home-gardens and forest but different
from pasture where middle and understory species were absent. Body size was also similar between
agroforest and secondary forest but different from pasture that hosted less small species than the other
two habitats. Frequencies of migrants did not differ in the three environments. Our results reinforce the
importance of agroforestry, especially home-gardens, to bird conservation. Despite the rich bird
communities found in these habitats, they are not capable of replacing forest environments.
4.3) Introdução
Os Sistemas Agroflorestais (SAFs) são sistemas agrícolas nos quais exista a
presença de vegetais arbóreos em uma porção significativa do sistema (ICRAF, 2000).
Essa definição engloba uma vasta gama de manejos de média intensidade baseados
em dinâmicas ecológicas naturais (Schroth et al. 2004). Devido à esta enorme
diversidade de sistemas agroflorestais, vários critérios podem ser usados para
classificar os SAFs. Os mais comumente usados são a estrutura do sistema
(composição e arranjo dos componentes), função, escala sócio-econômica, nível de
manejo e extensão ecológicas (Nair, 1985). Dessa forma, podem ser considerados
sistemas agroflorestais desde sistemas mais intensificados e simples como quintais
domiciliares utilizados para o cultivo de subsistência (quintais agroflorestais) e cercas
vivas até vastas plantações de cacau e café cultivados no sub-bosque de florestas
estruturalmente complexas.
A contribuição desses SAFs para a conservação de aves é um assunto difundido na
literatura ecológica (Thiolay 1995, Komar 2006; Greenberg et al. 1997, Perfecto et.
al. 1996; Faria et al. 2006; Moguel & Toledo 1999; Cockle et al. 2005). A grande
riqueza de aves encontradas em cultivos sombreados de cacau (Faria et al. 2006), erva
mate (Cockle et al. 2005), seringais (Gouyon et al. 1993) e damasco (Thiolay, 1995)
mostram que os sistemas agroflorestais são de grande importância para a conservação
da avifauna nos trópicos. Thiolay (1995), em um trabalho pioneiro em Sumatra,
observou 69 espécies de aves em sistemas agroflorestais (SAFs) de Durian sp, 92
espécies em SAFs baseado em damasco e 105 em SAFs baseados em seringueiras
(Hevea braziliensis) comparadas com 180 na mata primária. Apesar dessa alta riqueza
foi observada maior dominância nos SAFs, além de significativa redução do número
de espécies de grande porte, de espécies dependentes de ambientes florestais, de
carnívoros, frugívoros e insetívoros. Greenberg e colaboradores (1997) observaram 73
espécies em cafezais enriquecidos com Inga, comparada a 65 espécies nos
monocultivos e cafezais enriquecidos com Gliricidia. O número de espécies
migratórias foi maior nos SAFs do que na mata primária, apesar da ausência de
espécies florestais nesses ambientes. Perfecto e colaboradores (1996) sugeriram que a
ampla utilização dos sistemas por aves migratórias está relacionada à flexibilidade no
requerimento de habitat dessas espécies. Estudos sobre dieta de algumas aves, Carlo e
colaboradores (2004) sugeriram que a abundância de aves frugívoras nos cafezais
porto-riquenhos está intimamente ligada à presença de certas espécies arbóreas como
Cecropia e Shefflera.
Nos cafezais agroflorestais na Colômbia, Botero & Baker (2001) reportaram uma
riqueza de 170 espécies representando 10% das espécies do país. Resultados similares
obtidos em outros países tropicais como Panamá (Roberts et al. 2000) mostraram
novamente uma alta riqueza da avifauna nos cafezais. Apesar destes resultados, cabe
ressaltar que nem todos os manejos agroflorestais suportam altos níveis de
diversidade. Em um estudo em fazendas de cafezais agroflorestais, Mas & Dietsch
(2004) reportaram grande variação nas riquezas de aves entre fazendas, sendo que as
mais ricas abrigavam 36 espécies e as mais pobres apenas 10 espécies. Sistemas que
envolvem a utilização de apenas uma espécie arbórea, como Gliricidia, podem levar a
uma perda semelhante à observada em monocultivos (Greenberg et al. 1997).
Similarmente ao padrão encontrado para aves, verifica-se, nesses sistemas uma alta
riqueza de outros grupos, como mamíferos, anfíbios, répteis, espécies vegetais
arbóreas, epífitas (Moguel & Toledo 1999) morcegos, besouros (Piñeda, et al. 2005) e
formigas (Perfecto & Snelling 1995).
Estudos conduzidos em outros cultivos agroflorestais, como o de cacau
mostram a importância desses sistemas para conservação de aves tropicais (Alves
1990). Nos sistemas costarriquenhos, foi observada maior riqueza e abundância nos
plantios ativos e abandonados do que na mata primária.
Novamente houve diminuição notável dos especialistas em ambientes
florestais e um aumento das espécies típicas de ambientes abertos. Nos cultivos
agroflorestais de cacau no Estado da Bahia, também conhecidos como cabrucas,
foram observadas 173 espécies de aves comparadas com 150 na mata primária. Houve
um decréscimo no número de insetívoros de sub-bosque e frugívoros associado a um
aumento de omnívoros, nectarívoros, granívoros e espécies de áreas abertas. Apesar
disso foi verificada a presença de espécies florestais ameaçadas como o Falconiforme,
Leucopternis lacernulatus (Faria et al. 2006). Outra ave endêmica e ameaçada
presente na cabruca é o Acrobatornis fonsecai. Esta espécie de Furnariidae foi descrita
em uma área de cabruca (Pacheco et al. 1996) e nunca foi observada em outros
ambientes (R.R. Laps comunicação pessoal).
Apesar da grande quantidade de estudos sobre o assunto, muito pouco se
conhece sobre aves em sistemas agroflorestais brasileiros, sendo que os poucos
estudos que existem referem-se à cabruca baiana (Faria et al. 2006; Alves 1990). Por
exemplo, até o ano de 2006 havia apenas um estudo sobre aves em cafezais
agroflorestais no território brasileiro (Cintra, 1988) enquanto este número chegou a
nove no México, sete na Jamaica e seis na República Dominicana (Komar, 2006). Até
o momento, nenhum estudo avaliou a comunidade de aves em quintais agroflorestais
no território nacional.
O objetivo do presente estudo foi comparar a riqueza, composição e estrutura
da comunidade de aves no que se refere à guilda trófica, tamanho, estrato de
forrageamento e comportamento migratório em quintais agroflorestais, mata
secundária e pasto na região do Pontal do Paranapanema, São Paulo. A hipótese é a de
que os SAFs possuem, não somente uma grande riqueza, mas também uma estrutura
semelhante à da avifauna da mata, podendo abrigar espécies florestais ou semi-
florestais.
4.4) Métodos e Área de Estudo
O estudo foi conduzido em uma área de assentamento conhecida como Gleba
do Tucano, no município de Euclides da Cunha Paulista, na região do Pontal do
Paranapanema, São Paulo, no período de janeiro a dezembro de 2006. O relevo da
região é caracterizado por colinas amplas e colinas médias (Ponçano et al. 1981). O
clima é mesotérmico, com verões quentes e invernos secos, de acordo com a
classificação de Köppen (1948). A cobertura vegetal é classificada como Floresta
Estacional Semidecidual, também conhecida como Mata Atlântica de Interior (Veloso
et al. 1991). O processo de devastação da cobertura vegetal foi de tal intensidade que
atualmente só restam 1,85% da cobertura original sendo que grande parte desse total
se encontra dentro dos domínios do Parque Estadual do Morro do Diabo, com 37.000
hectares. Cabe pontuar que esse processo de devastação aconteceu em menos de
cinqüenta anos (Cullen & Lima 2001).
Os quintais agroflorestais amostrados são áreas domiciliares compostas por
árvores cultivadas pelos proprietários e árvores nativas remanescentes da cobertura
original. Essas propriedades foram submetidas a um projeto inovador de implantação
de cafezais agroflorestais por uma organização não governamental, chamada IPÊ
(Instituto de Pesquisas Ecológicas), em parceria com moradores da região. Os
sistemas são caracterizados por árvores exóticas como Melia azedarach (Meliacea),
Acacia mangium (Mimosacea), Eucaliptus sp. (Mirtaceae), árvores nativas como
Peltophorum dubium (Gurucaia: Caesalpinoidae), Inga sp (Ingá: Fabaceae), Tabebuia
sp (Ipê: Bignoniaceae), Cedrela fissilis (Cedro: Meliaceae) e culturas anuais como
Zea mays (milho:Poaceae), Manihot esculenta (mandioca: Euphorbiaceae), e Cajanus
cajan (Feijão-guandú: Fabaceae) (Cullen et al. 2003). As áreas de pasto são
compostas principalmente por Brachiaria sp. (Poaceae), com a presença de alguns
arbustos e poucas árvores (Syagrus romanzoffiana: Arecaeae, Cecropia sp.,
Moraceae, Copaifera langsdorffi: Caesalpinoidae, Macherium scleroxylum:
Papilinoidae).
O ambiente de mata é caracterizado por aproximadamente 130 hectares de
vegetação secundária e ambientes de borda. A área foi sujeita ao corte seletivo e
pastoreio esporádico por gado de uma fazenda vizinha. A vegetação é constituída por
Ficus enormis, Zeyeria tuberculosa, Serjania sp., Syagrus romanzofiana, Protium
heptaphylum, Peltophorum dubium, Myrciaria floribunda, Heteropterys sp., Croton
floribundus, e Cecropia sp..
Foi utilizada a metodologia de transectos, os quais eram percorridos oito
vezes, ida e volta, por turno de coleta, manhã ou tarde. Cada transecto tinha 300
metros de comprimento, sendo três transectos por ambiente. As coletas foram
realizadas no turno da manhã e se estendiam por quatro horas após o nascente e, na
tarde, nas quatro horas anteriores crepúsculo. Foram considerados apenas registros
visuais. A vocalização era apenas utilizada do caso de dúvida da identificação, mesmo
assim as espécies eram observadas e secundariamente confirmadas através do canto.
Quando uma espécie vocalizava o pesquisador procurava ativamente por ela, até que
esta era vista. Essa metodologia pode ter levado a uma subestimação das espécies da
comunidade da mata, uma vez que a visibilidade nesse ambiente é menor do que no
pasto ou SAFs. Espécies aquáticas não foram consideradas, uma vez que haviam
açudes no pasto e nos SAFs, mas não na mata. As espécies só foram registradas
quando pousavam nos ambientes. Dessa forma, a utilização do ambiente era
confirmada, excluindo espécies que estivessem voando através das áreas. Foram
considerados apenas registros que se distanciavam no máximo 150 metros das
transectos. O espaçamento mínimo entre os transectos era de 200 metros. Os
transectos no pasto e quintais se situavam a distâncias semelhantes às da mata.
Informações ecológicas das espécies foram extraídas da literatura, utilizando
Moojen & Carvalho (1941), Stotz et al. (1996), Ridley e Tudor (1994) para dieta;
Silva (1995) para o grau de dependência florestal; para peso Cavalcanti & Marini
(1993), Sick (1997) e Andrade (1992); Stotz e colaboradores (1996) para estrato de
forrageamento; Nunes & Tomas (2004) para comportamento migratório. A
nomeclatura toxonômica segue as regras do Conselho Brasileiro de Registros
Ornitológicos (CBRO).
Para quantificar o grau de dependência florestal foram estabelecidas três
classificações a partir de Silva (1995). Foram consideradas espécies com grau de
dependência “0” aquelas que ocorrem em ambientes abertos como campo limpo,
campo sujo, campo cerrado sensu-strictu. Espécies “1” aquelas que ocorrem em
ambientes abertos e florestais, ou seja, semi-dependentes. Finalmente, as espécies “2”
são dependentes florestais incluindo espécies que ocorrem em mata de galeria, mata
seca e cerradão.
A dieta principal foi classificada em frugívoro, insetívoro, omnívoro e
carnívoro. Foram consideradas carnívoras as espécies que consomem vertebrados
podendo também incluir invertebrados e material em decomposição (necrófagas). A
guilda dos granívoros foi incluída na guilda de espécies frugívoras. Foi considerada
omnívora toda espécies consumidora de itens vegetais e animais, incluindo grãos,
frutos, insetos e vertebrados.
Para estimar a riqueza de espécies de aves foi conduzida uma análise de
Jacknife de primeira ordem com 50 aleatorizações utilizando o software EstimateS
®
(Cowell 2006). Os dados de riqueza dos ambientes foram submetidos à uma análise
de similaridade por distância euclidiana entre as trilhas. Para a comparação entre as
variáveis guilda trófica, grau de dependência florestal, tamnho corporal e
comportamento migratório, foram conduzidos testes Qui-quadrado e quando
necessário, teste de Fisher.
4.5) Resultados
Foi encontrado um total de 75, 67 e 28 espécies nos ambientes de mata, SAF e
pasto respectivamente (tabela 1). A riqueza esperada foi de 99,03 (dp=5,27) para
mata, 88,35 (dp=4,43) para o SAF e 37,61 (dp=2,91) para o pasto. As riquezas
esperadas para os quintais agroflorestais foram de 60 (dp=3,63), 59 (dp=3,6) e 74
(4,8) para o ambiente de mata foram 52 (dp=2,98), 59 (dp=7) e 70 (dp=5,84); e para
as áreas de pasto, 25 (dp=3,31), 28 (dp=2,57) e 13 (dp=1,21) espécies (tabela 2).
A análise de similaridade por distâncias euclidianas agrupou as avifaunas das
áreas de SAFs com as das áreas de mata mas distanciou as comunidades de ambos os
ambientes das presentes no pasto (figura 4).
Com relação às guildas tróficas foram encontrados 10 espécies de carnívoros,
14 de frugívoros, 25 de insetívoros, 6 de nectarívoros e 16 omnívoros na mata. No
SAF foram encontrados quatro espécies carnívoras, 16 frugívoras, 19 insetívoras, seis
nectarívoras e 20 omnívoras. No pasto foram observados 11 carnívoros, três
frugívoros, nove insetívoros, nenhum nectarívoro e cinco espécies de omnívoros
(figura 5). Foi encontrada uma diferença significativa entre as freqüências das guildas
entre os ambientes de SAFs e pasto (p=0,0029). Não foi encontrada diferença entre
mata e SAFs sendo que a diferença entre mata e pasto não foi confirmada pelo teste
estatísticos apesar do valor de p ser próximo ao da significância (p=0,0566 tabela 3).
Foram observadas 14 espécies com grau de dependência florestal ”0”, 38 com
grau “1” e 22 com grau “2” no ambiente de mata. No SAF foram observados 33 “0”,
26 “1”, 7 “2” e no pasto 24 ”0”, 4 ”1” e uma espécie “2”(figura 5). Foi encontrada
uma diferença significativa entre as freqüências dos graus de dependência florestal
entre os ambientes de mata e SAF (p=0,002) bem como entre mata e pasto (p<0,0001)
mas não entre SAF e pasto (tabela 3). Com relação ao tamanho corporal, foram
observadas 51 espécies de pequeno, 17 espécies de médio e 7 espécies de grande porte
na mata. Nos SAFs foram observadas 48 espécies de pequeno porte, 14 de médio e
cinco de grande enquanto o pasto obteve um total de 12 espécies de pequeno, nove
espécies de médio e sete de grande porte (figura 7). Houve diferenças significativas
entre as freqüências de tamanho corporal entre SAFs e pasto (p=0,0048) e pasto e
mata (p=0,0123), mas não entre SAF e mata (p=0,8268).
No que se refere ao estrato de forrageamento, foram encontradas na mata, 6
espécies aéreas, 51 de dossel, 13 de estrato médio, 17 de sub-bosque e 17 hábito
terrestre. Nos SAFs foram observadas 4 espécies de hábito aéreo, 39 de dossel, 11 de
estrato médio, 13 de sub-bosque e 17 terrestres. No ambiente de pasto, foram
observadas cinco espécies aéreas, 11 de dossel, nenhuma de estrato médio, 1 de sub-
bosque e 20 terrestre (figura 8).
Com relação ao comportamento migratório, no ambiente de mata foram
observadas 10 espécies migratórias e 64 residentes, no SAF foram observadas 17 e 50
espécies e no pasto 7 migratórias e 21 espécies residentes (Figura 9). Não foram
encontradas diferenças significativas entre os ambientes (tabela 3).
4.6) Discussão
A mata foi o ambiente onde foi verificada uma maior riqueza de espécies
seguida do SAF e do pasto respectivamente sendo o valor do SAF próximo da mata.
Com relação à riqueza das trilhas individualmente, algumas áreas de SAF se
mostraram mais ricas do que algumas áreas de mata. Portanto nossos resultados
corroboram outros autores que sugerem que a riqueza dos SAFs pode ser igual ou
maior do que dos ambientes florestais (Beehler et al. 1987, Estrada et al. 1997,
Greenberg et al. 1997, Petit et al. 1999).
As únicas espécies que possuem status de conservação significativos, ou seja,
estão ameaçadas em algum grau, são Xiphocolaptes albicolis (Dendrocolaptidae:
Passeriformes) e Ara chloroptera (Psittacidae: Pscitttaciforme) (Stotz, 1996), sendo
que ambas foram observadas na mata e A. chloroptera também foi observada nos
quintais. Tal fato mostra que os quintais agroflorestais possuem um valor, apesar de
menor do que a mata, em termos de conservação da avifauna na região. A presença de
espécies de aves ameaçadas em SAFs também foi reportada por vários outros autores
(Faria et al. 2006, Dietsch 2000, Botero et al.1999, Wunderlee & Latta 1996, Bonta
2003, Jones et al. 2000, Botero & Verhelst, 2001).
A análise de similaridade agrupou as avifaunas das áreas de SAFs com as das
áreas de mata mas distanciou as comunidades de ambos os ambientes daquelas
presentes no pasto. Isso mostra que a avifauna dos quintais são, não somente rica, bem
como semelhante em termos de composição de espécies à da mata.
Não foi observada a presença dos nectarívoros no ambiente de pasto, mas a
riqueza da mata e no SAF foram equivalentes (seis espécies em ambos os ambientes.
A ausência de nectarívoros deve-se à ausência de recursos florais dos quais estas
espécies dependem. O número de espécies omnívoras e frugívoras foi maior no SAF
do que na mata, entretanto, o valor encontrado para os frugívoros excedeu apenas
duas espécies ao da mata. Dessa forma o único valor de riqueza significativamente
superior foi dos omnívoros. O aumento de omnívoros em ambientes agroflorestais já
foi descrito por outros autores (Thiolay 1995, Komar, 2006, Faria et al. 2006) e pode
estar ligado à capacidade desta guilda de consumir uma ampla variedade de itens
alimentares e consequentemente uma maior plasticidade ecológica. A riqueza de
insetívoros também foi menor no SAF quando comparado com a mata. O padrão de
aumento do número de frugívoros, omnívoros e nectarívoros e a concomitante
diminuição da riqueza de insetívoros é conhecido para cafezais agroflorestais
(Canaday 1996, Shahabuddin 1997, Petit et al. 1999). Apesar do pasto apresentar uma
maior riqueza de carnívoros do que a mata (10 no primeiro e 11 no segundo) essa
variação é tão pequena que pode ser desconsiderada. O fato do SAF apresentar
aproximadamente metade de riqueza encontrada para esse grupo pode estar ligado ao
fato desse ambiente possuir poucos recursos alimentares para esse grupo se
comparado à mata. Uma possível causa da razão dessa diminuição não ter ocorrido no
pasto pode estar associado ao fato do pasto ser pobre em recursos para frugívoros e
insetívoros, uma vez que houve uma redução desses grupos, sendo que um dos únicos
nichos restantes é o dos carnívoros. A presença de carcaças de gados, ratos (Ratus
ratus, Rodentia), cascavéis, jararacas (Crotallus durissimus, e Botrops sp, Viperidae)
e lagartos (Tropidurus: Tropiduridae), associado a ausência de frutos e insetos faz
com que o hábito carnívoro seja um dos únicos hábitos compatíveis com este
ambiente.
O grau de dependência florestal variou entre as comunidades nos três
ambientes sendo que o SAFs obteve um menor número de espécies dependentes com
relação a mata mas um maior número se comparado ao pasto. Dessa forma, observou-
se no pasto, diminuição drástica das espécies dependentes e semi-dependentes de
ambientes florestais. Os SAFs, por sua vez mostraram-se capazes de reter parte da
avifauna florestal e semi-florestal. Apesar disso a freqüência dos graus de
dependência não diferiram significativamente entre SAF e pasto mas sim entre SAF e
mata e mata e pasto. A presença de espécies de áreas abertas em SAFs é conhecidada
para o grupo das aves em ambientes de cabruca (Faria et al. 2006) e cafezais
sobreados (Komar, 2006). Uma vez que os quintais agroflorestais são sistemas
estruturalmente mais simples do que a mata, a presença de espécies com baixo grau de
dependência florestal nesses ambientes é um padrão esperado.
No que se refere ao tamanho corporal das espécies, a estrutura da comunidade
permaneceu, novamente, semelhante nos ambientes de SAF e mata. As freqüências
diferiram significativamente entre SAF e pasto e pasto e mata, mas não entre SAF e
pasto. Dessa forma observou-se um declínio acentuado das espécies de pequeno porte
no pasto e uma permanência dessas espécies no SAF. Thiolay (1995) estudando
plantios de damasco, Durio e seringueiras, verificou um declínio de espécies de
grande porte nos ambientes agroflorestais quando comparados à mata. Nossos dados
sugerem que este padrão nem sempre é observado nesses sistemas. Apesar disso, esse
autor comparou os SAFs com a mata primária. No presente estudo a comparação foi
feita com um pequeno fragmento secundário. Dessa forma, a ausência desses grandes
frugívoros pode ser característica de todos os ambientes amostrados, não refletindo a
real diferença entre SAFs e ambientes naturais. A ausência de grandes frugívoros em
certos ambientes agroflorestais tem sido explicada pela grande pressão de caça a que
estes ambientes estão sujeitos (Faria et al. 2006). Dessa forma é possível que não
somente os SAFs bem como a mata apresente uma menor riqueza devido as atividades
cinegéticas.
Os estratos forrageamento utilizados pelas espécies diferiram entre os três
ambientes. Verificou-se uma ausência de espécies que utilizam o estrato médio e uma
redução drástica das espécies de sub-bosque no pasto. A estrutura do SAF se mostrou
similar à da mata secundária em todos os estratos. Esses dados não corroboram outros
estudos realizados em ambientes agroflorestais nos quais foram observados declínio
acentuado de espécies que forrageiam no estrato médio (Teja-Cruz & Sutherland
2004). A mata foi o ambiente com a maior riqueza em todos os estratos, com exceção
do terrestre no qual a mata obteve o valor mais baixo do que o SAF e o pasto. A
explicação para esse padrão de alta riqueza relativa de espécies terrestre no pasto
deve-se ao fato de que os ambientes mais abertos e menos arborizados possuem
menor possibilidade de utilização por espécies de dossel, sub-bosque e estrato médio,
restando basicamente apenas nichos para espécies de hábito aéreo ou terrestre. A alta
riqueza desses grupos em quintais agroflorestais sugere que estas espécies, presentes
no pasto, também podem ser encontradas nesses ambientes.
Existe uma concepção, comum no meio conservacionista, de que a agricultura
leva, impreterivelmente, à perda de biodiversidade. Nossos resultados se somam a de
vários outros autores (Thiolay 1995, Greenberg et al. 1997, Perfecto et. al. 1996;
Faria et al. 2006; Moguel & Toledo 1999; Cockle et al. 2005, Vandermeer &
Perfecto, 1997) que sugerem que, não é a agricultura per si que leva a perda de
biodiversidade e sim o tipo de agricultura. Por exemplo, sistemas intensivos podem
levar ao declínio acentuado de espécies, como foi observado nas áreas de pasto. Por
outro lado os SAFs conseguiram manter uma riqueza substancial. Essa concepção
agroecológica possui conseqüências práticas para a biologia da conservação, uma vez
que admite que certas áreas podem ser usadas para a produção agrícola e para a
conservação da biodiversidade simultaneamente. Não menos importantes são as
conseqüências que este viés tráz para a agronomia, uma vez que se a sociedade se
baseia em um sistema de produção intensivo altamente nocivo a biodiversidade, além
de altamente improdutivo (Rosset, 1990).
Cabe pontuar, contudo, que estes sistemas são incapazes de substituir
ambientes florestais sendo que a conversão de ambientes naturais nesse tipo de
sistema pode levar a perda de biodiversidade. Em regiões como o Pontal do
Paranapanema onde a matriz com alguns fragmentos é majoritariamente constituída
por pasto ou plantios intensivos, como o de cana-de-açúcar e os remanescentes
florestais são pequenos e fragmentados (Ditt 2002), a adoção desses sistemas é
fundamental para a manutenção da biodiversidade.
4.7) Referências
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4.8) Anexos
Tabela 1: Espécies de aves observadas nos três diferentes ambientes de pasto, SAFs e
mata secundária e suas respectivas características no Pontal do Paranapanema, São
Paulo.
Espécies Mata SAF
Pasto
Guilda
Depend
Peso
(g)
Estrato
Resid/Migr
Tinamidae
Crypturellus tataupa 1 1 0 omn 1 1000 t r
Ardeidae
Bubulcus ibis 0 0 1 carniv 1 600 t m
Syrigma sibilatrix 0 0 1 carniv 0 465 t r
Cathartidae
Coragyps atratus 1 0 1 carniv 0 1500 t/a r
Cathartes aurea 1 1 1 carniv 0 1500 t/a r
Accipitridae
Elanus leucurus 0 0 1 carniv 0 217 c/a r
Ictinia plumbea 1 0 0 insect 1 30 d/a m
Buteo brachyurus 1 0 0 carniv 0 400 a/d r
Rupornis magnirostris 1 0 0 carniv 0 280 D r
Falconidae
Micrastur ruficollis 1 0 0 carniv 2 140 m/s r
Herpetotheres cachinanns 1 0 0 carniv 1 500 d r
Falco femoralis 0 1 1 carniv 0 235 t/a m
Falco rufigularis 1 0 0 carniv 2 160 d/a r
Falco sparverius 0 1 1 carniv 0 110 t/d m
Caracara plancus 1 1 1 omniv 0 370 t r
Milvago chimachima 1 0 1 carniv 0 260 t/d r
Cracidae
Penelope superciliaris 1 0 0 Frug 2 850 t r
Cariamidae
Cariama cristata 0 0 1 carniv 0 1400 t r
Charadriidae
Vanellus chilensis 0 1 1 insect 0 ? t r
Columbidae
Zenaida auriculata 0 1 1 frug 0 67 t r
Leptotila sp 1 0 0 frug 2 134 t r
Patagioenas picazuro 1 1 1 frug 0 250 d r
Patagioenas speciosa 1 0 0 frug 1 30 d r
Columbina picui 0 1 0 frug 0 46 t r
Columbina talpacoti 1 1 1 frug 0 50 t r
Columbin squammata 1 1 0 frug 0 66 t r
Psittacidae
Ara chloroptera 1 1 0 frug 2 1500 D r
Diopsittaca nobilis 0 1 0 frug 1 69 t/d r
Aratinga aurea 0 1 0 frug 0 84 m/d r
Aratinga leucophthalma 1 1 0 frug 1 166 D r
Pyrrhura frontalis 1 0 0 frug 1 70 d r
Pionus maximiliani 1 1 0 frug 2 300 d r
Brotogeris chiriri 0 1 0 frug 1 79 D r
Cuculidae
Guira guira 0 1 1 insect 0 100 t r
Crotophaga ani 1 1 1 insect 0 100 t/c r
Piaya cayana 1 0 0 insect 1 68 d r
Stringidae
Speotyto cunicularia 0 1 1 insect 0 120 T r
Glaucidium brasilianum 1 0 0 omn 1 60 d r
Caprimulgidae
Nyctidromus albicollis 1 0 0 insect 1 70 t r
Lurocalis semitorquatus 0 1 0 insect 2 20 a r
Throchilidae
Thalurania glaucopis 0 1 0 nect 2 5 s/m r
Anthrathocorax nigricollis 1 1 0 nect 1 6 m/d m
Aphantochroa cirrhochloris
1 0 0 nect 1 6 s/m r
Chlorostilbon aureoventris 1 1 0 nect 0 4 s/d r
Eupetomena macroura 1 1 0 nect 0 10 s/d r
Hylocharis chrysura 1 1 0 nect 1 4 s/m r
Polytmus guainambi 1 1 0 nect 1 5 s r
Bucconidae
Notharchus swainsoni 1 0 0 insect 2 ? d r
Ramphastidae
Ramphastos toco 1 1 1 omn 1 550 d r
Pteroglossus castanotis 1 1 0 omn 1 250 d r
Picidae
Melanerpes candidus 0 1 0 omn 0 113 m/d r
Celeus flavescens 1 0 0 insect 2 ? m/d r
Colaptes campestris 0 1 1 insect 0 140 t/d r
Colaptes melanochloros 1 1 0 insect 1 120 t/d r
Dryocopus lineatus 1 1 0 insect 2 240 d r
Picumnus cirratus 1 0 0 insect 1 11 m/d r
Verniliornis spilogaster 1 0 0 insect 2 35 s/d r
Dendrocolaptidae
Xiphocolaptes albicolis 1 0 0 insect 2 130 m r
Lepidocolaptes fuscus 1 0 0 insect 2 25 s/m r
Furnariidae
Synallaxis frontalis 1 0 0 insect 2 25 s r
Furnarius rufus 0 1 1 insect 0 39 t r
Thamnophilidae
Formicivora rufa 1 0 0 insect 1 20 s r
Herpsilochmus atricapillus 1 0 0 insect 2 20 d r
Thamnophilus caerulescens
1 0 0 insect 1 20 s/m r
Thamnophilus punctatus 1 0 0 insect 1 20 s/m r
Tyrannidae
Colonia colonus 1 0 0 insect 1 40 d m
Casiornis rufa 1 0 0 insect 2 68 m/d r
Elaenia flavogaster 1 1 0 omn 1 39 d m
Megarynchus pitangua 1 1 0 insect 1 68 d m
Hemitriccus
margaritaceiventer 1 1 0 insect 1 9 m/s r
Serpophaga subcristata 0 1 0 insect 1 10 m/d m
Sublegatus modestus 0 1 0 insect 1 36 d m
Tityra cayana 1 0 0 omn 2 69 d r
Todirostrum cinereum 0 1 0 insect 0 7 s/d r
Tyrannus melancholicus 1 1 1 insect 0 40 d m
Tyrannus savana 0 1 1 insect 0 30 d m
Myiarchus ferox 1 1 0 insect 1 35 m/d r
Myiornis auricularis 1 0 0 insect 1 5 m/d r
Myiodynastes maculatus 1 1 0 omn 2 55 m/d m
Pitangus sulphuratus 1 1 1 omn 1 60 t/d r
Legatus leucophaius 0 1 0 insect 1 ? d m
Pyrocephalus rubinus 0 1 0 insect 1 19 t/d r
Xolmis velata 0 1 1 insect 0 52 t/s m
Hirundinidae
Pheoprogne tapera 1 1 1 insect 0 14 a m
Corvidae
Cyanocorax chrysops 1 1 1 omn 1 220 d r
Mimidae
Mimus saturninus 0 1 1 omn 0 75 d r
Trogloditidae
Troglodytes musculus 0 1 0 omn 0 12 t/s r
Turdidae
Turdus amaurochalinus 0 1 0 omn 1 75 t/d m
Turdus leucomelas 1 0 0 omn 1 75 t/d m
Parulidae
Basileuterus culicivorus 1 0 0 insect 2 13 s/m r
Basileuterus flaveolus 1 0 0 insect 2 13 t/s r
Thraupidae
Dacnis cayana 1 0 0 omn 1 36 d r
Cissops leveriana 1 0 0 frug 1 35 s/d r
Conirostron speciosum 1 1 0 omn 1 10 d m
Nemosia pileata 1 0 0 frug 2 18 d r
Traupis sayaca 1 1 0 frug 0 42 d r
Habia rubica 0 1 0 omn 2 40 m/s r
Fringilidae
Euphonia chlorotica 1 1 0 frug 1 8 d r
Icteridae
Icterus cayanensis 1 1 0 omn 1 90 d r
Gnomopsar chopi 0 1 0 omn 0 90 t/d r
Cacicus haemorrhous 1 0 0 omn 2 90 m/d r
Molothrus boraiensis 0 1 0 omn 0 ? t r
Carduelidae
Saltator similis 1 0 0 omn 1 44 m/d r
Vireonidae
Cyclarhis gujanensis 1 1 0 omn 1 28 m/d r
Emberezidae
Sicalis flaveola 0 1 0 frug 0 20 t R
Sporophila caerulescens 0 1 0 Frug 0 10 s M
Coryphospingus cuculattus 1 0 0 Frug 1 20 t/s R
Volatina jacarina 0 1 0 Omn 0 10 t/s M
Arremon flavifrons 1 0 0 insect 2 25 T R
Zonotrichia campensis 0 1 0 Frug 0 20 t/s R
TOTAL 75 67 29
Ambientes: 1= presença e 0=ausência
Guildas: omn=omnívoro/ insect= insetívoro/ frug= frugívoro/ canirv=carnívoro
Dependência florestal: 0= não dependente/ 1= semi-dependente/ 2= dependente
Estrato de forrageamento: t= terrestre/ s= sub-bosque/m= estrato médio e d= dossel
Comportamento migratório: r= residente e m= migratório
Tabela 2: Número de espécies esperadas e respectivos desvios padrões para as nove
transectos no Pontal do Paranapanema, São Paulo. As siglas flo1, flo2, flo3 referem-
se às transectos na mata secundária; saf1, saf2, saf3 aos quintais agroflorestais e pas1,
pas2 e pas2 referem-se ao ambiente de pasto.
Trilha
Riqueza
esperada
Desvio
padrão
flo1 52.33 2.98
flo2 59 7
flo3 70 5.84
saf1 60.11 3.63
saf2 58.6 3.6
saf3 74.33 4.8
pas1 24.85 3.31
pas2 27.57 2.57
pas3 12.94 1.21
Tabela 3: Comparação entre as freqüências das variáveis guilda trófica, grau de
dependência florestal, tamanho corporal e comportamento migratório entre as
avifaunas dos ambientes de mata secundária, pasto e quintais agroflorestais (Saf) no
Pontal do Paranapanema.
Variável Ambientes
Qui-
quadrado
Graus de
liberdade
P
Guilda Mata X Saf 2,44 4 0,6561
Guilda Saf X Pasto 16,04 4 0,0029*
Guilda Mata X Pasto 9,19 4 0,0566
Dependência Mata X Saf 16,4 2 0,0002*
Dependência Saf X Pasto 7,80 2 0,0202
Dependência Mata X Pasto 32,59 2 <0,0001*
Tamanho corporal Mata X Saf 0,38 2 0,8268
Tamanho corporal Saf X Pasto 10,67 2 0,0048*
Tamanho corporal Mata X Pasto 8,78 2 0,0123
Comportamento migratório Mata X Saf 2,47 1 0,157
Comportamento migratório Saf X Pasto 0,02 1 0,8979
Comportamento migratório Mata X Pasto Fisher 1 0,2392
*= p<0,005
Figura 1: Pontal do Paranapanema, São Paulo
Figura 2: Assentamento Tucano
A
A
s
s
s
s
e
e
n
n
t
t
a
a
m
m
e
e
n
n
t
t
o
o
T
T
u
u
c
c
a
a
n
n
o
o
P
P
a
a
r
r
a
a
n
n
á
á
M
M
a
a
t
t
o
o
G
G
r
r
o
o
s
s
s
s
o
o
S
S
ã
ã
o
o
P
P
a
a
u
u
l
l
o
o
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
1
3
5
7
9
11
13
15
17
19
21
23
25
27
amostras
n de espécies
mata
saf
pasto
Figura 3: Curva do coletor para as riquezas esperadas das espécies de aves na mata
secundária, quintais agroflorestais (saf) e pastos no Pontal do Paranapanema, São
Paulo, e seus respectivos desvios padrões.
2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
pas3
pas2
pas1
flo3
saf3
flo2
saf2
saf1
flo1
distância euclidiana
Figura 4: Análise de similaridade utilizando distâncias euclidianas entre composição
da comunidade de aves nas nove transectos amostradas no Pontal do Paranapanema,
São Paulo. As siglas pas1, pas2 e pas3 referem-se às transectos no ambiente de pasto;
flo1, flo2, flo3 referem-se às transectos na mata secundária e saf1, saf2, saf3 aos
quintais agroflorestais.
0
5
10
15
20
25
30
carnívoro frugívoro insetívoro nectarívoro omnívoro
número de espécies
mata
saf
pasto
0
5
10
15
20
25
30
35
40
carnívoro frugívoro insetívoro nectarívoro omnívoro
porcentagem de espécies
Figura 5: Número de total e porcentagem de espécies de aves nas diferentes guildas
tróficas na mata secundária, quintais agroflorestais (saf) e pasto no Pontal do
Paranapanema, São Paulo.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
mata saf pasto
número de espécies
não dependente
semi-dependente
dependete
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
mata saf pasto
porcentagem de espécies
Figura 6 Número total e porcentagem de espécies de aves com diferentes graus de
dependência florestal na mata secundária, quintais agroflorestais (saf) e pasto no
Pontal do Paranapanema, São Paulo.
0
10
20
30
40
50
60
mata saf pasto
número de espécies
pequeno
médio
grande
0
10
20
30
40
50
60
70
80
mata saf pasto
porcentagem de espécies
Figura 7: Numero total e porcentagem das espécies de aves de pequeno (abaixo de
100g), médio (de 100g a 400g) e grande porte (acima de 400g) nos ambientes de mata
secundária, quintais agroflorestais (saf) e pasto no Pontal do Paranapanema, São
Paulo.
0
10
20
30
40
50
60
aéreo dossel médio subbosque terrestre
número de espécies
mata
saf
pasto
0
10
20
30
40
50
60
aéreo dossel médio subbosque terres tre
porcentagem de espécies
Figura 8: Número total e porcentagem de espécies de aves utilizando os diferentes
estratos de forrageamento nos ambientes de mata secundária, quintais agroflorestais e
pasto no Pontal do Paranapanema, São Paulo.
0
10
20
30
40
50
60
70
mata saf pasto
número de espécies
migrantes
residentes
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
mata saf pasto
porcentagem de espécies
Figura 9: Número total e porcentagem de espécies de aves apresentando
comportamento migratório ou residente nos ambientes de mata secundária, quintais
agroflorestais e pasto no Pontal do Paranapanema, São Paulo.
5) Frugivory by five bird species in agroforest home-
gardens of Pontal do Paranapanema, Brazil
5.a) Abstract
The inefficiency of conservation efforts based exclusively on reserves has focused the
attention of some conservationists on the agricultural matrix. In this context, agroforestry practices
have attracted conservation biologists for their ability to support a rich fauna and flora. Besides the
extensive literature concerning bird communities in agroforestry systems, especially shade-coffee, very
few studies analyze how different species respond to this management. Our study describes the diet and
abundance of five frugivorous bird species in agroforest home-gardens, secondary forest and pasture in
the region of Pontal do Paranapanema, Brazil. The focal species were Ramphastos toco (Toco Toucan),
Pteroglossus castanotis (Chestnut-eared Aracari), Amazona aestiva (Blue-fronted Amazon), Ara
chloroptera (Green-winged Macaw), Cyanocorax chrysops (Plush-crested Jay). We used the “feeding-
bout” method to gather both abundance and diet data, which consists of walking along transects
recording the presence and alimentation. Total number of feeding bouts was higher in home gardens
than in forest for all species except for C. chrysops. Despite this, differences in monthly median
feeding activity were only statistically significant for this species and A. aestiva. This last species was
the only one observed feeding in pasture habitats. Overall abundance was higher in secondary forest
when compared to pasture and home-gardens for all bird species except A. aestiva. The total number of
food taxa was larger in home-gardens than forest and smallest in pasture. Our results reinforce the
importance of agroforest home-gardens as a resource rich habitat for frugivous birds.
5.b) Resumo
A ineficiência do enfoque exclusivo nas unidades de conservação por parte da biologia da
conservação fez com que alguns conservacionistas se empenhassem na busca pela melhora da
qualidade da matriz agrícola, na qual os fragmentos estão inseridos. Através dessa ótica, sistemas
agroflorestais têm chamado a atenção por abrigar grande quantidade de biodiversidade. Apesar da
extensiva literatura sobre o tema, a maioria desses estudos enfoca parâmetros de comunidades e poucos
analisam como as espécies respondem individualmente à esse manejo. O presente trabalho compara a
dieta e abundância de cinco espécies de aves entre quintais agroflorestais, mata secundária e pasto na
região do Pontal do Paranapanema. As espécies focais foram Ara chloroptera, Amazona aestiva,
Cyanocorax chrysops, Ramphastos toco, Pteroglossus castanotis. Para tal foi utilizada a metodologia
de registros visuais de consumo (“feeding bouts”) que consiste em caminhar por transectos
documentando a presença e a alimentação das espécies. O total de registros (“bouts”) foi maior nos
quintais do que na mata para todas as espécies com exceção de C. chrysops. Apesar disso, diferenças
entre as medianas do número de registros mensais foram estatisticamente significante apenas para essa
espécie e para A.aestiva. Esta última espécie foi a única observada se alimentando no pasto. A
abundância total foi maior na mata quando comparada aos quintais, com exceção de A. aestiva. O
número de táxons consumidos/predados foi maior nos quintais agroflorestais do que na mata sendo que
o pasto teve os menores valores. Nossos resultados reforçam a importância dos quintais agroflorestais
como hábitats ricos em recursos alimentares para aves frugívoras.
5.c) Introduction
For many decades conservation biologists have focused their work inside
protected areas. The inefficiency of this strategy in maintaining biodiversity is
threefold: they protect only a small amount of biodiversity, they are temporal when
viewed through a long-term perspective, and finally their insular nature generates high
extinction rates (Vandermeer et al. 2005). Rodrigues and Gaston (2002) suggested
that 90% of the world’s biodiversity reside outside reserves. Viability models focused
on mammals species show that even in large and well managed parks extinction rates
can be incredibly high (Newmark 1995). Therefore, parks alone are not enough to
prevent biodiversity loss. Consequently, special attention has recently been paid to the
landscape as a whole, considering the matrix as an important repository for
biodiversity (Vandermeer et al. 2005). Several studies have shown that certain kinds
of agricultural matrix can support a substantial amount of biodiversity. Agroforest
systems such as shade-coffee plantations (Moguel & Toledo 1999; Greenberg et al.
1997; Wunderle & Latta 2000; Komar 2006), jungle rubber (Thiollay 1995; Gouyon
et al. 1993), shade cocoa plantations (locally named cabruca) (Faria et al., 2006),
small scale agriculture (Marsden et al. 2006), and shade grown yerba-mate (Cockle et
al. 2005) are known to support a high diversity of birds. Much of this interest began
with studies in the 1990s with migrant birds that wintered in shade-coffee plantations
in Central America (Greenberg et al. 1997). High richness was also found for other
groups such as mammals, anfibians, trees, epiphytes (Moguel and Toledo, 1999), bats,
beetles (Pineda et al. 2005) and ants (Perfecto and Snelling, 1995).
Although there is a growing interest for these systems, little is known about
how species respond individually to this environment. For instance, very few studies
have quantified food preferences of birds in agroforest systems. Carlo et al. (2004)
analyzed the diet of five frugivorous passerines in shade-coffee habitats. Their data
suggested that even though there was a general pattern of greater use of secondary-
growth when compared to shade coffee, the agroforest showed higher use for the focal
species in some months. Their finding also suggests that fleshy fruit trees such as the
genus Cecropia, Guarea, Phoradendron and Shefflera in agroecosystems may
increase habitat quality for both migrants and resident birds. Shade coffee is also
known to have high winter site fidelity in some bird species. Therefore the high
incidence of individuals wintering at the same sites in shade coffee suggests that this
habitat have high resource quality (Wunderle and Latta, 2000).
Studies concerning sex ratio of birds in shade-coffee plantations showed a
male-biased ratio in shade-coffee plantations. It was suggested that the high
abundance of males defending their territory in these systems was also due to those
habitats were high resource quality (Wunderle and Latta, 2000). Although some
ornithologists have contested this results (M. Rodrigues and R. Laps personal
communication) suggesting that more males does not mean they are successful. Lack
of females could be due to the fact that they avoid agroforest because its low quality,
meaning the opposite of the author’s explanation.
Yet, nothing is known about the diet of large frugivorous birds in agroforest,
especially in home-gardens. In this study, we describe the diet and abundance of five
frugivore birds in agroforest home-gardens, secondary forest and pasture. The focal
species were: Ramphastos toco (Toco Toucan), Pteroglossus castanotis (Chestnut-
eared Aracari) (Ramphastidae, Piciformes), Amazona aestiva (Blue-fronted Amazon),
Ara chloroptera (Green-winged Macaw) (Psittacidadae, Psittaciformes), Cyanocorax
chrysops (Plush-crested Jay) (Corvidae: Passeriformes).
5.d) Methods and Study Site
Field work was carried on the municipality of Euclides da Cunha Paulista, in
Pontal do Paranapanema, located in the extreme west of São Paulo State, Brazil
(figure 1 and 2). In the region, the vegetation type is a Semidecidual Seasonal Forest
and it is situated in the Atlantic Forest domain (Ditt, 2002). The studied home gardens
are characterized by exotic and native fruit trees, annual cultures, and small shade
coffee plantations as well as a pasture area. Native trees such as Peltophorum dubium,
Inga vera, Tabebuia sp., Cedrela fissilis, Shefflera morototoni, Cordia eucalyculata
and Guarea guidonea, are common in the systems. Exotic trees are used as fruit or
timber trees such as Eucalyptus sp, Acacia mangium and Melia azedarach (Cullen et
al, 2003). Shade-coffee systems were implanted by the non-government organization
IPÊ (Instituto de Pesquisas Ecológicas) together with local people since 1997.
We used the “feeding-bout” methodology which consists of walking along
transects and recording every time a bird was seen feeding (Galetti 1993). This
method was also used to access frequency, measured as the presence or absence of the
species in the habitat on the morning or afternoon, no matter how many individuals or
flocks were observed. This methodology was used so as to avoid counting the same
flock or individual more than once.
We used 300 meters transects which were censured 16 times, monthly, from
January to December of 2006, four hours after dawn and four hours before dusk. A
well trained local informant helped gather the field data. Each habitat was sampled
with three transects. Transects in the pasture and garden habitats were approximately
the same distance from the forest. The forest fragment size had 130 hectares in size
and it was characterized as a secondary forest subjected to logging and sporadically
grazed by cattle. Pasture areas where composed of grasses, a few bushes and scattered
trees.
We created an index of Feeding Bouts per Frequency scores (FBPF) in other to
access which habitat birds showed more foraging activity despite their abundance.
This was done by dividing the number of feeding bouts per abundance scores for each
species in each sampling unit. Median monthly feeding scores between habitats where
compared through Kruskall Wallis non-parametric test. The threshold of statistical
significance was 0.05.
5.e) Results
The total number of food taxa consumed by the five bird species was 45,
including plant species belonging to 22 botanical families, invertebrates, other birds
eggs and chicks (table 1). Overall frequency (number of transect runs the species was
observed) of Amazona aestiva were 19, 48 and 9; Ara chloroptera were 24, 11 and 0;
Cyanocorax chrysops were 43, 13 and 1; Pteroglossus castanotis were 23, 7 and 0;
and finally Ramphastos toco were 22, 21, 4 on forest, home-gardens and pastures,
respectively (figure 3.a). Total number of feeding bouts observed was 6, 79 and 6 for
A. aestiva, 8, 15 and 0 for A. chloroptera 39, 12 and 0 for C. chrysops, 4, 17 and 0 for
R. toco and 3, 15 and 0 for P. castanotis in secondary forest, home-gardens and
pasture habitats respectively (figure 3.b). Median values for feeding bouts per month
were 6.5, 0.0 and 0.0 for A. aestiva in home-gardens, forest and pasture respectively.
For A. chloroptera were 0.5 and 0.5, for C. chrysops were 1.0 and 3.0, for P.
castanotis were 0 and 0 and R. toco 0.5 and 0.0 in home-garden and forest
respectively. No median values were found for A. chloroptera, P. castanotis, R. toco
and C. chrysops in pasture as there were no feeding records for them in this habitat.
Differences in monthly median feeding activity was statistically significant for A.
aestiva (p<0.0001) and C. chrysops (p= 0.0020), but not for the other three species
(table 2). FBPA scores were 0.3 and 1.65 for A. aestiva, 0.33 and 1.36 for A.
chloroptera, 0.9 and 0.92 for C. chrysops, 0.18 and 0.81 for R. toco, 0.13 and 2.14 for
P. castanotis in forest and home-garden habitats respectively (figure 4).
The numbers of food taxa were 19, 28 and 2 in secondary forest, agroforest
home-gardens and pasture respectively. No clear seasonal dynamics were observed
for the species except for A. aestiva which showed opposite pattern in home gardens
compared to forest. In the former, the dry season (June to September) had the highest
scores and in the forest the lowest (figure 5). Ara chloroptera and C. chrysops showed
similar pattern between the two habitats.
A. chloroptera showed three peeks of feeding activity in home-gardens. One in
February, accounting for four feeding bouts; one in May, accounting for five and
finally three feeding bouts in August. In the forest, this species, reached the peek of
feeding in August. C. chrysops had peeks in forest during the months of February (4
feeding bouts), May (4) and November (8). In home-gardens this species had three
peeks in May, August and January accounting for three, three and two feeding bouts,
respectively. The two Ramphastidae, R. toco and P. castanotis showed a high
seasonal fluctuation in their feeding. In home-gardens, the former accounted for five
bouts in May and September and three in December, but none during the period of
June to August. In the forest this species fed mostly from February to April but not in
the rest of the year. P. castanotis was observed feeding 8 times in September and six
times in December compared to one bout in February, august and December found on
forest (figure 6).
5.f) Discussion
Overall frequency was higher in secondary forest when compared to pasture
and home-gardens for all bird species except for Amazona aestiva which had higher
scores on home-gardens. Ara chloroptera and Pteroglossus castanotis were absent
from pastures but present in home-gardens, although in less than half of forest
censuses. Total number of feeding bouts was higher in home-gardens for all bird
species, except for C. chrysops. Despite of this fact, differences in monthly median
feeding activity was only statistically significant for A. aestiva and C. chrysops.
Therefore, the only species that fed preferably in home-gardens was A. aestiva and C.
chrysops the only that notably fed preferably in forest. The explanation for this lies in
the capability of long distances flight for all the species except C. chrysops (personal
observation). For instance, in forest areas, we found two nests of P. castanotis and
one of C. chrysops. Besides breeding and sleeping in theses habitats, P. castanotis
would spend most of the time far from the nests. On the other hand the group of C.
chrysops would spend most of the day foraging close to the nest even out of breeding
season.
The explanation for A. aestiva feeding preferably in gardens is that even
though Silva (1995) considers it a forest-dependent species, according to many
ornithologists, it inhabits open country environments as well (M. Rodrigues personal
communication), and agroforest of the home-garden appear to the bird equivalent to
their natural habitat. Although A. chloroptera, R. toco and P. castanotis showed no
statistical significance between median monthly feeding activity in home-garden and
forest, none of these species were seeing feeding in pasture, probably because this
habitat is very poor in food sources.
FBPF was higher in home-gardens than in forest habitats suggesting that most
species feed more often in the former despite of their higher frequency in the later.
This is especially important for C. chrysops that had a significantly higher monthly
median in the forest but, because of its high abundance in the forest, had higher FBPF
in home-gardens. This suggests that for all focal species, agroforest home-gardens are
rich in food resources. Therefore even if birds do not go very often to these habitats,
when they do go they spend most of the time foraging. The explanation for why they
don’t spend more time in agroforests might be because of high predation pressure,
lack of nest sites, or maybe evolutionary predisposal to avoid non forest
environments. All focal species are considered forest dependent, except for R. toco
and C. chrysops that are semi-dependent (Silva 1995) suggesting that their natural
histories predisposed theses species to not use agroforest as much as forest habitats.
Feeding activity for all species showed instability in both environments. Calvo
and Blake (1998) suggested that resources in agroforest habitats are extremely
ephemeral. Our results reinforce this argument. Nevertheless, similar variation was
observed in secondary forest habitat, showing that this pattern is not exclusive to
agroforests. Seasonality of feeding showed no clear pattern for P. castanotis, C.
chrysops, A. chloroptera, R. toco. For A. aestiva, the lowest scores found in home-
gardens coincide with the peek of feeding in forest habitats. This fact suggests that
this species feeds preferentially in agroforests rather than forest habitats. When food
resources in the former decreases in the dry season, the population is forced to forage
in the secondary forest where there are still some fleshy fruits.
The total number of food taxa found were higher in the agroforest home-
gardens, secondary forest, and pasture respectively. The wide variety of food taxa
provided by agroforest habitat for the conservation of these species is threefold. First,
food diversity can lead to more stable resource dynamics. If a wide variety of fleshy
fruits is consumed, it may be concluded that the habitat is less likely presenting a
drastic seasonal decrease of food resources. Our data show that that A. chloroptera, C.
chrysops and A. aestiva feed on agroforest home-garden even in the dry season (June
to August) supporting this argument. Similar results for shade-coffee agroforest was
also reported by Greenberg et al. (1997). Second, habitats with a high diversity of
food taxa can fulfill the species’ nutrition requirements more than habitats that
provide narrow feeding resources. A better balanced and mixed diet could increase the
possibility of extracting specific compounds (Jordano, 1988, Mack 1998) and could
reduce accumulation of certain toxic secondary compounds (Jordano, 1988). Finally, a
wide variety of resources can support richer frugivore assemblages. It has been
suggested that agroforest habitats can support substantial diversity of frugivorous
birds (see chapter 1, Carlo et al. 2004) a fact that might be due to this variety of fleshy
fruit trees in these habitats. Therefore agroforest can support not only a rich
assemblage of frugivore species as well as support healthy populations by providing a
wide range of food resources.
Our data suggest that agroforest home-gardens are important as a resource rich
environment for frugivorous birds especially when forest fragments close to them are
small and impoverished. This richness is related to the ability of these environments
to support species during the dry season, as well as to the amount and variety of fleshy
fruits found in these habitats.
5.g) References
Calvo, L. & J., Blake 1998. Bird diversity and abundance in two different shade-
coffee plantations in Guatemala. Bird Conservation International 8: 297:308
Carlo, T. A., J.A. Collazo & M.J. Groom. 2004 Influences of Fruit Diversity and
Abundance on Bird Use of Two Shaded Coffee Plantations. Biotropica 36
(4):602-614
Cockle, K.L., M.L. Leonard, A.A. Bodrad. 2005. Presence and abundance of birds in
an Atlantic Forest reserve and adjacent plantation of shade-grown yerba
mate, in Paraguay. Biodiversity and Conservation 14 :3265-3288
Cullen Jr. L., T.P. Beltrame, J.F. Lima, C.V. Pádua & S.M. Pádua 2003. Trampolins
ecológicos e zonas de benefício múltiplo: ferramentas agroflorestais para a
conservação de paisagens rurais fragmentadas na Floresta Atlântica
Brasileira. Natureza & Conservação 1(1) 37-46
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Annablume/Ipê/IIEB
Faria, D., R.R. Laps, J. Baumgarten, M. Cetra. 2006 Bat and Bird Assemblages from
Forest and Shade plantations in two contrasting landscapes in the Atlantic
Forest of Southern Bahia, Brazil. Biodiversity and Conservation 15: 587-612
Galetti, M. 1993. Diet of the Scaly-headed Parrot (Pionus maximiliani) in a
Semidecidual Forest in Southeastern Brazil. Biotropica 25(4): 419-425
Gouyon, A., H. de Foresta, & P. Levang. 1993. Does “jungle rubber” deserve its
name? An analysis of rubber agroforestry systems in Southeast Sumatra.
Agroforestry Systems 22: 181-206.
Greenberg, R., P. Bichier, & J. Sterling. 1997. Bird populations in rustic and planted
shade coffee plantations of eastern Chiapas, México. Biotropica 29: 501–514
Jordano, P. 1988. Diet, fruit choice and variation in body of frugivorous warblers in
Mediterranean shrub-land. Ardea 76: 193-209
Komar, O. 2006. Ecology and conservation of birds in coffee plantations: a critical
review. Bird Conservation International 16:1-23
Mack, 1998. An advantage of large seed size: tolerating rather than succumbing to
seed predators. Biotropica 30: 604-608
Marsden, S.J., Symes, C.T. & Mack, A.L. 2006. The response of a New Guinean
avifauna to conversion of fores t to small-scale agriculture. Ibis 148(4): 629-
640.
Moguel, P. & V. Toledo. 1999. Biodiversity conservation in coffee systems of
Mexico. Conservation Biology 13: (1) 11-21
Newmark, W.D. 1995.Extinction of mammal populations in western North American
national parks. Conservation Biology 9: 512-526
Perfecto I. & R. Snelling. 1995. Biodiversity and tropical ecosystem transformation:
ant diversity in the coffee agroecosystem in Costa Rica. Ecological
Applications 5: 1084-1097.
Piñeda, E., C. Moreno, F. Escobar, G. Hallfter. 2005. Frog, Bat and Dung Beetle
Diversity in the Cloud Forest and Coffe Agroecosystems of Vera Cruz,
México. Conservation Biology 19(6): 2058-2075
Rodrigues, A. & Gaston, K. 2002. Maximizing phylogenetic diversity in the selection
of networks of conservation areas. Biological Conservation. 105: 103-111
Silva, J.M.C. 1995. Birds of the Cerrado Region, South America. Steenstrupia 21: 69-
92.
Thiollay J.M., 1995. The role of Traditional Agroforests in the Conservation of Rain
Forest Bird Diversity in Sumatra. Conservation Biology 9 (2) 335-353
Vandermeer, J. H., I. Perfecto, S. Philpott, & M. Jahi Chappell. 2005. Refocusing
conservation in the landscape: The matrix matters. In Harvey, C. (ed)
Conservation in tropical agricultural landscapes. (in press).
Wunderle, J.M. & Latta, S.C. 2000 Winter site fidelity in neoartic migrants in shade
coffee plantations of different sizes in Dominican Republic. Auk 3: 596-614
5.h) Appendix
Table 1: Food taxa consumed by five bird species in three habitats of Pontal do
Paranapanema, Brazil.
Food taxa Taxonomical family
Bird species Habitat
Acacia mangium Mimosaceae Cyano Saf
Aegiphyla sellowiana Verbenaceae Cyano For
bird egg ??? Cyano, Ramph For
Casearia sylvestris Flacourtiaceae Cyano For
Cecropia glaziovii Moraceae Ptero For
Cecropia pachystachya Moraceae Cyano, Amz, Ramph, Ptero for, saf, pas
Cedrela sp Meliaceae Ara Saf
Cordia eucalyculata Boraginaceae Ramph Saf
Croton forribundus Euphorbiaceae Amaz Saf
Delonix regia Caesalpinaceae Amaz Saf
Shefflera morototoni Araliaceae Ramph, Ptero For
Eugenia gracillima kiaersk Myrtaceae Cyano For
Eugenia jabolona Myrtaceae Amaz, Ramph Saf
Fícus enormis Moraceae Ara For
Gallus gallus Phasnidae Cyano Saf
Gliricidia sepium Papilionaceae Amaz Saf
Guarea guidonea Meliaceae Ptero Saf
Heteropterys sp Malpighiaceae Cyano For
Hymenaea courbaril Caesalpinaceae Ara Saf
Inga vera Mimosaceae Cyano, Amz,Ramph, Ptero for, saf
Invertebrates Cyano For
Machaerium scleroxylon Fabaceae Amaz Saf
Mangifera indica Anacardiaceae Amz, Ramph Saf
Matayba cf. eleagnoides Sapindaceae Cyano For
Melia azedarach Meliaceae Ara, Amz, Ramph, Ptero Saf
Morus nigra Moraceae Amz, Ramph, Ptero Saf
Myrciaria cauliflora Myrtaceae Cyano Saf
Myrciaria floribunda Myrtaceae Cyano For
Carica papaya Caricaceae Cyano, Ptero Saf
Parapiptadenia rígida Mimosaceae Amaz Saf
Peltophorum dubium Caesalpinaceae Amaz Saf
Piptatenia sp Mimosaceae Cyano For
Pouteria ramiflora Caesalpinaceae Ara, Amz Saf
Protium heptaphylum Sapotaceae Cyano, Amz For
Psidium guajava Myrtaceae Cyano, Amz Saf
Serjania mansoniana Sapindaceae Cyano For
Spondias mombin Anacardiaceae Cyano Saf
Spondias purpurea Anacardiaceae Ptero Saf
Syagrus romanzoffiana Arecaceae Ara, Cyano, Amz, Ptero for, saf, pas
Tabebuia alba Bignoniaceae Amaz Saf
Tabebuia avellanedae Bignoniaceae Amaz For
Terminalia catappa Combretaceae Ara, Amz Saf
Zea mays Poaceae Cyano Saf
Zeyeria tuberculosa Bignoniaceae Amaz For
Species: Cyano= Cyanocorax chrysops/ Ara= Ara chloroptera/ Amaz= Amazona aestiva/ Ptero=
Pteroglossus castanotis/ Ramph= Ramphastos toco
Habitats: for=secondary forest/ saf= agroforest home-gardens/ pas= pasture
Table 2: Comparison of median feeding bouts per month by the five bird species in
the three habitats of Pontal do Paranapanema, Brazil
Species Habitat Mean ± sd Median Kruskal-Wallis P value
A. aestiva
home-garden
forest
pasture
6.6± 3.2
0.5± 1.2
0.5± 1.2
6.5
0.0
0.0
25.22
<0.0001
A. chloroptera
home-garden
forest
pasture
1.2± 1.8
0.7± 0.9
-----
0.5
0.5
-----
0.19
0.6590
C. chrysops
home-garden
forest
pasture
1.0± 1.1
3.2± 1.9
-----
1.0
3.0
-----
9.51
0.0020
P. castanotis
home-garden
forest
pasture
1.2± 2.7
0.2± 0.4
-----
0.0
0.0
-----
0.05
0.8192
R. toco
home-garden
forest
pasture
1.4± 1.9
0.3± 0.6
-----
0.5
0.0
-----
0.25
0.1340
Figure 1: Pontal do Paranapanema, Brazil
Figure 2: Tucano Settlement. Saf refers to agroforest homegardens, Flo to forest and
Pas to pasture habitat.
T
T
u
u
c
c
a
a
n
n
o
o
S
S
e
e
t
t
t
t
l
l
e
e
m
m
e
e
n
n
t
t
a)
0
10
20
30
40
50
60
A. aestiva A. chloroptera C. chrysops P. castanotis R. toco
frequency
forest
home-garden
pasture
b)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
A. aestiva A. choroptera C. chrysops R. toco P.castanotis
feeding bouts
Figure 3: Frequency (a) and number of feeding bouts (b) documented for the bird
species in secondary forest, agroforest home-gardens and pasture areas of Pontal do
Paranapanema, Brazil. Frequency is given as the number of shifts that the species was
observed.
0
0.5
1
1.5
2
2.5
A. aestiva A. choroptera C. chrysops R. toco P.castanotis
FBPF
forest
home-gardens
Figure 4: Feeding bouts per frequency index found for the bird species in secondary
forest and agroforest home-gardens of Pontal do Paranapanema, Brazil.
0
5
10
15
20
25
30
forest home garden pasture
number of taxa
Figure 5: Total number of food taxa consumed by bird species in three habitats of
Pontal do Paranapanema, Brazil.
Ara chloroptera
0
1
2
3
4
5
6
Jan
Feb
M
a
rch
Apr
i
l
May
June
July
Aug
Sep
O
ct
Nov
Dec
n de feeding bouts
Amazona aestiva
0
2
4
6
8
10
12
J
an
F
e
b
Marc
h
Apr
i
l
M
a
y
Ju
ne
Ju
l
y
A
u
g
Sep
Oct
Nov
Dec
n de feeding bouts
Ramphastos toco
0
1
2
3
4
5
6
Jan
Fe
b
March
April
May
June
July
Aug
Sep
O
c
t
N
o
v
D
ec
n de feeding bouts
Pteroglossus castanotis
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
J
an
Feb
March
Apr
i
l
May
June
Ju
l
y
Aug
Sep
Oct
Nov
Dec
n de feeding bouts
Cyanocorax chrysops
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Ja
n
Feb
M
a
rch
April
Ma
y
J
une
J
ul
y
Aug
Sep
Oct
Nov
Dec
n de feeding bouts
Figure 6: Number of feeding bouts documented for each bird species in habitats of
Pontal do Paranapanema, São Paulo. Red line refers to secondary forest and blue line
to agroforest home gardens.
a)
b)
c)
Figure 7: Amazona aestiva visiting Mangifera indica (a), Melia azedarach (b) and
Inga vera (c) in agroforest home-gardens of Pontal do Paranapanema, Brazil
Photos by Fernando F. Goulart.
Figura 8: Pteroglossus castanotis visiting Cecropia pachystachya (a) and Inga vera
(b) in agroforest home-gardens of Pontal do Paranapanema, Brazil.
a)
b)
6) CONSIDERAÇÕES FINAIS
O presente estudo abordou contribuições teóricas e epistemológicas do estudo
da agroecologia para o conservacionismo e desenvolvimentismo. Após essa revisão
introdutória, objetivou-se trazer dados empíricos para comprovar a hipótese de que
sistemas agroflorestais, mais especificamente quintais agroflorestais, são ambientes
ricos e são utilizados por espécies florestais ou semi-florestais. Para tal, comparou-se
a avifauna desse ambiente como o pasto e da mata secundária, no que se refere à
riqueza, composição, estrutura trófica, estrato de forrageamento, grau de dependência
florestal, comportamento migratório e porte das espécies. Paralelamente, buscou-se
explorar mais a fundo a importância desse ambiente para alguns desses frugívoros
florestais ou semi-florestais como fonte de recurso alimentar.
Apesar do presente estudo reforçar, teoricamente e empiricamente a
importância dos sistemas agroflorestais para conservação da biodiversidade, cabe
ressaltar que esses ambientes não são capazes de substituir os ambientes florestais,
mas sim devem ser usados como ferramentas auxiliares. Portanto as críticas aqui
feitas ao conservacionismo tradicional ou “ecologia pop” não devem desencorajar a
implantação de unidades de conservação. Unidades de conservação são fundamentais
para a manutenção da biodiversidade, porém o objetivo de preservação só será
alcançado se conservacionistas, além de se esforçarem em criar novas reservas, se
preocuparem com a qualidade da matriz na qual estas estão inseridas. Tendo em vista
os presentes resultados e dados bibliográficos, os sistemas agroflorestais possuem
grande potencial sócio-ecológico de melhoria da qualidade da matriz e
consequentemente conservação da biodiversidade.
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