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KARLA MONTEIRO PARANHOS
ESTIMATIVAS POPULACIONAIS PARA ESPÉCIES RARAS:
O MICO-LEÃO-PRETO Leontopithecus chrysopygus (Mikan, 1823) COMO MODELO
CURITIBA
2006
Dissertação apresentada ao Programa de
Pós-Graduação em Ecologia e
Conservação, Setor de Ciências Biológicas,
Universidade Federal do Paraná, como
requisito parcial à obtenção do grau de
Mestre em Ecologia e Conservação.
Orientador. PhD. James Joseph Roper
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Dedico este trabalho à minha mais que amada família:
Antônio, Maria, Fernanda e Maurício
... e à beleza dos dias que virão
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Gracias a la Vida que me ha dado tanto...
Se em alguns momentos um trabalho de mestrado é feito de
introspecção e solidão em muitos deles ele é feito de companheirismo e partilha.
Eu tive o privilégio de compartilhar com muitas pessoas esse importante
processo da minha vida, e é com prazer que à elas agradeço:
Gostaria de agradecer primeiramente ao Sr. Antonio Paranhos e a Sra.
Maria Senhora Paranhos, por serem a base de tudo, por acreditarem, mesmo
sem entender! E pela compreensão inerente dos sábios!
Ao Prof. James Roper, por seu auxílio e orientação nessa empreitada.
Aos professores e pesquisadores que fizeram parte da minha pré-banca,
por muito mais que suas correções e comentários pertinentes:
À Cristiana Saddy Martins por ter me concedido a oportunidade de fazer
parte de um projeto tão especial, pela amizade, confiança, incentivo, paciência e
constante orientação.
Ao Prof. Paulo De Marco Jr. por me fazer entender (um pouco) de
estatística e por ser um dos maiores exemplos de orientador que eu conheço. À
você minha grande gratidão e admiração!
À imbatível equipe de campo do Projeto Mico-leão-preto: S. Zé, Cicinho,
Vanderlei, Homero, Wilsinho (Zezinho, Alemão e Alex também), pelo
profissionalismo, dedicação e compreensão que tiveram comigo nesse período
de ausências.
Aos professores do PPGECO pela iniciativa de criarem um curso e
acreditarem que conservação pode ser ensinada, em especial à Marcia Marques,
Maurício Moura e Emigdio Monteiro, pelas dicas e trocas de idéia durante esse
trabalho.
A todos os alunos do PPGECO, em especial àqueles da turma 2004,
pela coragem e desprendimento de encarar e ajudar a construir um curso novo.
Aos novos amigos que eu espero levar comigo sempre.
Às famílias Shmidlin e Velastin, pela acolhida sempre generosa que
esquentou meu coração no frio de Curitiba!
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Aos pais e mães, filhos, irmãos e primos que compõem a grande Família
IPE. Obrigada a cada um de vocês por me ajudarem e me incentivarem a vencer
mais uma etapa da minha vida. Contudo, não posso deixar de agradecer a
algumas pessoas que foram muito importantes nesse processo do mestrado:
Cláudio Pádua pelas muitas oportunidades de crescimento e
conhecimento, por sempre me contestar e pelos seus “Eu não disse”!
Laury Cullen pelas inúmeras dicas e por me ajudar a desbravar os
caminhos do Distance;
Patricia Paranaguá e equipe de EA por me cederem o super laptop que
foi essencial nessas minhas andanças;
Alexandre Uezu, pelas dicas e pelos mapas;
Aos mais que queridos amigos: Ale, Fernando, Flavia, George, Itana,
Jefelso, Lucia, Tina, por tudo e sempre! E também por seus auxílios pontuais
com leituras, correções, críticas, referências, Eurekas, troca de idéias e enorme
paciência! Espero que vocês realmente saibam o quanto são especiais para
mim. Ainda bem que vocês existem!
Ao Paulo Henrique (Popó) por ser o salvador das noites de sexta,
estatisticamente falando!
À Fernanda, minha irmã e poetisa de plantão, pelas correções
ortográficas e literárias!
Aos Professores James Dietz e Carlos Ruiz-Miranda e ao Marcio
Morais, por terem me fornecido as informações sobre o mico-leão-dourado.
Agradeço também ao apoio financeiro e logístico de algumas
instituições: Fundação Boticário de Proteção à Natureza, IdeaWild, Wildlife Trust
Alliance, Instituto Florestal de São Paulo e IBAMA.
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It seemed that the next minute they would discover a
solution. Yet it was clear to both of them that the end was still
far, far off, and that the hardest and most complicated part was
only just beginning.
A. P. Chekhov (1943)
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RESUMO 7
ABSTRACT 9
INTRODUÇÃO 10
MÉTODOS 13
Área de estudo
13
Abertura de trilhas
14
Transecções lineares
16
Análise dos dados
18
Caracterização de habitat para mico-leão-preto no PEMD
18
Análise dos dados
19
RESULTADOS 20
Densidade de mico-leão-preto no PEMD
20
Qualidade de habitat para mico-leão-preto
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DISCUSSÃO 25
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 29
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RESUMO 35
ABSTRACT 37
INTRODUÇÃO 38
MÉTODOS 39
RESULTADOS 41
DISCUSSÃO 44
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 48
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LISTA DE FIGURAS
CAPÍTULO 1
Figura 1: Mapa do Estado de São Paulo mostrando a área de
distribuição do mico-leão-preto. Os números indicam as áreas de
ocorrência das populações atualmente conhecidas. As interrogações
representam áreas de ocorrência não confirmada.
12
Figura 2: Mapa do Parque Estadual Morro do Diabo, mostrando as
diferentes fisionomias vegetais e a distribuição das trilhas amostradas
no censo.
15
Figura 3: Histograma das distâncias de avistamentos. A linha tracejada
representa a função de ajuste, a área abaixo da linha representa a
probabilidade de um indivíduo ser detectado.
21
Figura 4: Densidade de mico-leão-preto nos diferentes ambientes do
PEMD. Os círculos representam as densidades médias e as barras
representam o intervalo de confiança pivotal das estimativas.
22
Figura 5: Variáveis de habitat que mostraram diferenças entre os
ambientes: a) altura; b) DAP; c) espécies da dieta; d) cobertura. Os
círculos representam as médias e as barras representam os desvios-
padrões.
24
CAPÍTULO 2
Figura 1: Relação entre aumento de tamanho inicial da população e as
estimativas de tamanho e variância obtidas pelo método de
Transecções Lineares: A) as estimativas aumentam proporcionalmente
em relação a população real. B) a variância é maior nas populações
grandes.
42
Figura 2: Efeito do esforço amostral as estimativas de tamanho
populacional e variância: B) as estimativas médias não variam quando
o esforço amostral é fixo. D) a variação das estimativas diminui com o
aumento do esforço e estimativas de populações pequenas requerem
maior esforço para serem mais precisas.
43
viii
LISTA DE TABELAS
CAPÍTULO 1
Tabela 1: Resultado do censo de mico-leão-preto no Parque Estadual
Morro do Diabo apresentando estimativa média, coeficiente de
variação e intervalo de confiança.
20
Tabela 2: Associações entre variáveis ambientais amostradas. Valores
próximos a 1 ou -1 indicam correlações mais fortes. O sinal – indica
que a associação está ocorrendo em sentido inverso.
23
CAPÍTULO 2
Tabela 1: Estimativas de custos para o monitoramento e algumas
populações de espécies raras.
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O Brasil é o primeiro país em megadiversidade abrigando 13% de toda a
biota do planeta (Mittermeier et al. 1997, Myers et al. 2000). Espera-se que uma
parcela substancial das novas espécies do mundo seja encontrada no Brasil
visto que a região neotropical é a menos inventariada até o presente momento
(Lewinsohn & Prado, 2005). No entanto, sua crescente perda de diversidade é
alarmante e citando apenas um táxon como exemplo, observa-se que 74
espécies de mamíferos brasileiros estão presentes na lista de espécies
ameaçadas da IUCN (Hilton & Taylor, 2002).
Entre todas as ameaças que a crise ambiental apresenta a perda de uma
espécie é, sem dúvida, a mais alarmante, devido a sua irreversibilidade (Janzen,
1986). Muitas espécies desaparecem todos os anos sem ao menos terem sido
documentadas pela ciência (Burgman et al. 1996). Desde 1600 até os dias de
hoje 2,1% das aves e 1,3% dos mamíferos conhecidos se tornaram extintos
(Ehrlich, 1983). Essas cifras não parecem tão numerosas, mas representam
muito, especialmente se considerar a velocidade com que essa perda vem
ocorrendo atualmente, e o fato de elas estarem representando apenas dois
táxons com animais grandes e conspícuos (Primack & Rodrigues, 2001).
Os processos de surgimento e extinção de espécies são naturais, no
entanto, o rápido desenvolvimento das populações humanas, com seu alto
impacto sobre o patrimônio natural, não tem permitido que esses fenômenos
aconteçam em seu tempo evolutivo e, no que diz respeito à extinção, tem
acelerado enormemente esse processo.
Segundo Mefee & Caroll, 1996 e Primack & Rodrigues, 2001, as maiores
ameaças à sobrevivência de uma espécie no cenário atual são:
• perda e fragmentação do habitat;
• a superexploração das espécies para uso humano;
• poluição e degradação do habitat;
• introdução de espécies exóticas;
• aumento de ocorrência de doenças.
Cada uma dessas ameaças pode influenciar a sobrevivência das espécies
em maior ou menor grau, mas não raro, o conjunto delas potencializa seu efeito
e contribui para acelerar o processo de extinção. Em conseqüência disso as
populações se tornam pequenas e isoladas e podem ter sua variabilidade
genética diminuída devido ao endocruzamento, também são mais suscetíveis a
variações ao acaso, como catástrofes e doenças e, em geral, apresentam baixa
resiliência, ou seja, menores chances de recuperação (Pimm, 1991). Desta
maneira, a probabilidade de uma espécie se extinguir aumenta quando sua
população se torna pequena (Ballou et al. 1995).
Nas comunidades biológicas a maioria das espécies existe em
abundâncias relativamente baixas (Rabinowitz et al. 1986), mas desempenham
importantes papéis na funcionalidade dos ecossistemas. A influência das
espécies raras ou menos abundantes pode ser medida através de processos
ecológicos e serviços ambientais, tais como produtividade de biomassa,
ciclagem de nutrientes e manutenção da água (Lyons et al. 2005).
Espécies raras são um importante foco da Biologia da Conservação. Sob
o ponto de vista teórico, a definição do conceito e dos fatores que explicam a
raridade precisam ser melhor compreendidos (Rabinowitz et al. 1986, Robson &
Redford, 1991, Harcourt, 2005). No entanto, do ponto de vista prático, essas
espécies devem ser conservadas ou se tornarão extintas, (Dobson, 1993).
A conceituação de espécie rara apresenta várias interpretações. No
contexto da biologia de comunidades e populações espécie rara é aquela pouco
abundante e/ou de distribuição restrita (Gaston, 1994). Segundo a definição da
IUCN (União Internacional para a Conservação da Natureza), espécie rara é
aquela com pequenas populações em nível mundial, geralmente localizadas
dentro de uma área geográfica ou hábitat restritos e de distribuição pouco
esparsa. O conceito de raridade está intimamente ligado ao de endemismo,
embora, em termos populacionais, nem toda espécie endêmica seja rara
(Gaston, 1994). Em 2004, McDonald compilou as opiniões de vários
pesquisadores sobre a definição de populações raras e concluiu que uma
população ou espécie também pode ser considerada rara sob vários pontos de
vista, desde o demográfico, quando ela é realmente pouco abundante, passando
pelo comportamental, quando a espécie apresenta hábitos que dificultam seu
acesso no campo, e pelo aspecto metodológico (estatístico), quando sua
2
detectabilidade é tão baixa que os estudos não são capazes de fazer inferências
sobre sua real situação.
Um fator que contribui para agravar a indefinição das espécies raras é a
dificuldade de acessá-las no campo. Por sua natureza essas espécies são
difíceis de serem encontradas e isso pode levar a falsas interpretações quanto a
sua real situação (Defos du Rau et al. 2003). Um exemplo são as lacunas de
informação existentes nas listas de espécies ameaçadas, onde muitos animais
deixam de ser considerados porque não existem informações suficientes sobre
eles, da mesma forma, ações de conservação não podem ser bem delineadas
quando as informações sobre as espécies são poucas ou imprecisas.
No que diz respeito às estimativas de tamanho populacional, ponto de
partida para qualquer estudo ecológico ou ação conservacionista, o
delineamento de métodos e modelos apropriados para espécies raras continua
sendo uma das áreas mais promissoras da pesquisa biométrica (Thompson,
2004). Quando os métodos de amostragem não são suficientemente adequados
para detectar a condição de uma espécie, decisões errôneas podem ser
freqüentemente tomadas. É bastante difícil distinguir ausências que são
decorrentes de amostragens inadequadas (falsos zeros) daquelas ausências
reais (zeros estruturais) (Gaston, 1994). Existem muitos casos de espécie que
foram dadas como globalmente extintas, mas foram reencontradas algum tempo
depois. O mico-leão-preto (Leontopithecus chrysopygus), que fornece o estudo
de caso dessa dissertação, é um exemplo desse fato (Coimbra- Filho, 1976). No
entanto, a situação contrária é mais preocupante, isto é, a incapacidade dos
métodos em perceber declínios populacionais que podem levar a extinção de
uma espécie. Portanto, é necessário direcionar esforços para compreender as
questões que envolvem espécies raras. Estudos, tanto de cunho teórico como
prático, buscando-se desenvolver técnicas de amostragem de campo mais
eficazes e boas ferramentas de análise precisam ser incentivados.
Este estudo foi planejado na tentativa de elucidar a problemática que
envolve o estudo populacional de espécies raras e ameaçadas. O objetivo geral
é realizar um estudo de caso com uma espécie reconhecidamente rara, o mico-
leão-preto, e discutir o problema das estimativas de tamanho populacional e
monitoramento das tendências populacionais para estas espécies, de modo a
gerar informações úteis para a sua conservação. O primeiro capítulo desta
3
dissertação apresenta a estimativa populacional realizada para o mico-leão-preto
(Leontopithecus chrysopygus – Mikan, 1823) no Parque Estadual Morro do Diabo
– SP e a utiliza como exemplo para visualizar o problema de estudos de campo
com espécies raras. No segundo capítulo, as relações entre esforço de campo,
acurácia e precisão das estimativas populacionais são exploradas por meio de
simulações, visando identificar as necessidades metodológicas para estimativas
mais eficazes. Nas “considerações finais” discutimos alternativas para o
monitoramento das espécies raras, sobretudo para o mico-leão-preto,
considerando as questões de custo-benefício envolvidas.
4
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RESUMO
Informações sobre densidade e flutuações demográficas, sobretudo no que diz
respeito a espécies ameaçadas são essenciais para o conhecimento da
população e seu monitoramento ao longo do termo. Além disso, é um importante
parâmetro para análises de viabilidade populacionais e estratégias de
conservação adequadas. Os objetivos deste trabalho foram atualizar a estimativa
populacional da maior população de mico-leão-preto em vida livre, caracterizar
os ambientes do Parque Estadual Morro do Diabo quanto a qualidade de hábitat
que oferecem para a espécie e comparar a sua densidade nesses ambientes.
Para isso foi realizado um novo censo populacional entre janeiro de 2003 e
março de 2004. Utilizando o método de Transecções Lineares (Burnhan et al,
1980) percorremos 15 transecções distribuídas nas três fisionomias vegetais
mais representativas da área do Parque. Cada transecção foi amostrada por dois
observadores simultâneos que caminhavam a distância de 50 metros um do
outro a velocidade de aproximadamente 1km/h. Nós realizamos um esforço
amostral de 1305km e obtivemos 19 avistamentos. A análise dos dados feita
através do software Distance 4.0 forneceu uma estimativa de densidade de
0.035 ind/ha com (95% IC 0.018 – 0.065 ind/ha) e coeficiente de variação de
31%, a população total estimada para a área foi de 1209 indivíduos. Para o
estudo de qualidade de hábitat foram montadas 20 parcelas de 50m
2
ao longo
das mesmas transecções onde foi realizado o censo. Nessas parcelas eram
coletadas informações sobre a estrutura da floresta (porte das árvores,
cobertura) e o uso pelo mico (disponibilidade de ocos e itens da dieta). Os
ambientes se mostraram diferentes em relação a algumas variáveis testadas,
mas não foi possível definir qual deles oferece melhor qualidade de hábitat para
espécie. Não foi observada diferença na densidade de mico-leão-preto entre os
ambientes e isso talvez seja explicado pelo pequeno número de avistamentos
em cada ambiente. Os resultados obtidos neste estudo mostram que essa
população permanece estável, entretanto, devido ao amplo intervalo de
confiança, reconhecemos que variações poderiam estar ocorrendo dentro da
7
população ainda que ela continue parecendo estável. Diante disso
recomendamos duas estratégias para o monitoramento dessa população: o
acompanhamento periódico de vários grupos nos diferentes ambientes através
de rádio-telemetria ou a contagem total da população obtida através de captura-
marcação-recaptura. Ou o uso calibrado de taxa de encontro, o que possibilitaria
mais precisão nas estimativas.
Palavras-chave: Mico-leão-preto, estimativas populacionais, Transecções
Lineares, qualidade de habitat, espécies raras.
8
ABSTRACT
Species density and population size, mainly for endangered species, are
essential data for understanding populations, their dynamics and for monitoring
on a long term basis. They are also important parameters for population viability
analysis and the development of proper conservation strategies. To update the
estimate of the size of the largest population of black lion tamarins, we carried
out a new population census in the Morro do Diabo State Park, between January
of 2003 and March of 2004. This park is a remnant of Atlantic Forest, in the
westernmost tip of the state of São Paulo. Using the method of Line Transects
(Burnhan et al, 1980), we walked 15 transects, distributed in three vegetation
types within the park. Each transect was walked by two simultaneous observers
50 meters apart, at about 1 km/h for a total of 1.305 km included in the census.
We encountered 19 sightings of black lion tamarins. Density was estimated at
0.035 individuals/ha (C.I. of 0.018 – 0.065 individuals/ha, coefficient of variation
of 31%, using DISTANCE 4.0). Thus, by extrapolation, the population size is
around 1209 individuals. Comparing this estimative with previous studies, we
conclude that the density of the species is in a steady state, reinforcing the
extreme importance of this area maintenance for the species conservation. Also,
due to the extremely large confidence interval, we recognize that wide variation in
population size could occur while the population appears “stable.” Therefore, we
recommend two alternatives for the continued monitoring of this population:
following some groups in different vegetation types using radio-telemetry or
capture-mark-recapture method, if the resource are available, or using encounter
rates with a line transects metodology to reduce the confidence interval and
improve the population size estimate. Doing so will permit a much greater
precision in determining population fluctuations in this, and other, endangered
species.
Key-words: black lion tamarin, population estimate, Line Transect, habitat quality,
rare species
9
INTRODUÇÃO
O conhecimento do tamanho populacional de uma espécie é fundamental
para o delineamento de pesquisas e estratégias conservacionistas. Através
dessa informação é possível estabelecer o número mínimo de animais existentes
e estimar a capacidade de suporte para a espécie em uma área (Cullen Junior et
al. 2003), além disso, o monitoramento periódico do tamanho fornece um quadro
de como a população está flutuando (Glanz, 1996).
A medida da densidade é uma boa estimativa do tamanho populacional,
além de ser imprescindível para o manejo de uma espécie. Essa informação é
necessária para: a) o manejo de populações pequenas ou em declínio, visando
aumentar sua densidade ou área de distribuição; b) o uso econômico e
sustentado de uma população; c) o tratamento de populações com densidades
ou taxas de crescimento inaceitavelmente altas (Caughley 1997). Para se
atender essa necessidade as estimativas de densidade devem ser precisas (com
pouca variação) e acuradas (próximas ao número real). Quando se trata de uma
espécie ameaçada essa precisão é ainda mais importante, visto que pequenas
flutuações podem representar a extinção da mesma.
A quantidade e qualidade de habitat disponível são alguns dos fatores que
mais afetam a abundância e distribuição de uma espécie, influenciando na
disponibilidade de recursos (comida, nutrientes, abrigo, local para procriação) e a
diversidade de interações existentes (Soulé, 1986). Populações de uma mesma
espécie podem apresentar dinâmicas populacionais distintas quando ocorrem
em hábitats diferentes e isso pode ser medido pela densidade dessas
populações. Quando se objetiva conservar uma espécie é interessante
compreender como ela responde as diferenças nos padrões ambientais, para
que se tenha um conhecimento objetivo das necessidades em suas distintas
áreas de ocorrência.
O mico-leão-preto (Leontopithecus chrysopygus) é uma espécie que se
enquadra no contexto apresentado. Endêmico do estado mais populoso do país,
a espécie foi descrita em 1822, na região de Sorocaba e sua área de distribuição
original incluía as partes baixas da Mata Atlântica de Interior entre os rios Tietê e
Paranapanema (Kleiman & Rylands, 2002). A destruição acelerada de seu
hábitat para dar lugar a pastagens e plantações, fez com que a espécie fosse
considerada extinta durante 65 anos, até ser reencontrada no ano de 1970 na
10
então Floresta Estadual do Morro do Diabo, município de Teodoro Sampaio
(Coimbra-Filho, 1970 apud Coimbra-Filho, 1976).
Com o reaparecimento do mico-leão-preto, muitos estudos foram
desenvolvidos para adquirir conhecimentos básicos sobre a espécie. Dados
sobre sua biologia, ecologia e comportamento foram coletados tanto em
cativeiro, quanto em seu ambiente original. (Coimbra-Filho, 1976; Hershkovitz,
1977; Valladares-Pádua, 1987; Carvalho & Carvalho, 1989; Passos, 1992;
Pissinatti, 1992; Valladares-Padua, 1993; Albernaz, 1997; Passos, 1997; Medici,
2001; Martins, 2004). Dados iniciais sobre status populacional da espécie
contavam menos que 200 animais em vida livre formando uma única população,
no Parque Estadual Morro de Diabo (Coimbra-Filho & Mittermeier, 1977). No
início da década de 90 as estimativas eram de aproximadamente 900 animais
em vida livre, distribuídos em sete populações, cinco delas na região do Pontal
do Paranapanema (o Parque Estadual Morro do Diabo e mais quatro fragmentos
que atualmente fazem parte da Estação Ecológica do mico-leão-preto), e duas
na região central do Estado, nos municípios de Gália e Lençóis Paulista. Destas
populações apenas duas estavam em áreas protegidas, e a maioria delas se
encontrava em fragmentos de mata pequenos e isolados (Valladares-Padua &
Cullen Jr, 1994).
Em 2003 foi iniciado um amplo levantamento por toda a área de
distribuição da espécie, buscando-se encontrar populações remanescentes em
outras regiões do Estado. Uma pequena população foi encontrada na região de
Buri, que é considerado o limite sul de distribuição da espécie, distribuída em
pequenos fragmentos de mata e ao longo das matas ciliares dos rios Apiaí-Mirim
e Apiaí-Guaçu. (Lima et.al. 2003; Röhe et al, 2003). Com essas novas
informações, o cenário atual de distribuição da espécie consta de 11 populações
e dessas, sete em unidades de conservação (Fig 1).
11
Figura 1: Mapa do Estado de São Paulo mostrando a área de distribuição do mico-leão-preto. Os
números indicam as áreas de ocorrência das populações atualmente conhecidas. As
interrogações representam áreas de ocorrência não confirmada. (produzido por Fernando Lima -
IPÊ).
O Parque Estadual Morro do Diabo abriga a maior população de mico-
leão-preto em vida livre e é o cenário da maioria das ações conservacionistas
desenvolvidas para a espécie. No entanto, os estudos sobre tamanho
populacional e demografia realizados na área são antigos e necessitam de
atualização. A estimativa de 820 animais foi calculada por Valladares-Padua em
1993, a partir da média de tamanho de grupo (4,75 indivíduos) e área de uso
(1,38 km
2
) de quatro grupos estudados no PEMD (Valladares-Padua, 1993). No
entanto, estas estimativas não levaram em consideração a sobreposição de área
de vida encontrada posteriormente para a espécie. (Projeto Mico-Leão Preto –
IPÊ – dados não publicados).
Apesar do aumento no tamanho populacional e áreas de ocorrência de
mico-leão-preto, a espécie ainda é listada como criticamente ameaçada nas
listas nacionais e internacionais (Hilton-Taylor, 2004; IBAMA, 2003), porque a
12
maior parte das populações encontra-se em fragmentos pequenos e isolados
(Rylands et al. 2001). Em 1999 foi proposto como estratégia para a conservação
da espécie, o “Programa de Manejo de Metapopulação”. Esse programa visa
integrar todas as populações conhecidas e a população de cativeiro em um
manejo conjunto com o objetivo de mitigar os possíveis efeitos deletérios sofridos
por essas pequenas populações (Ballou & Valladares-Padua, 1997).
A recente análise de viabilidade populacional (PHVA) realizada para o
mico-leão-preto (ICCM, 2005) demonstrou a necessidade de atualização dos
dados populacionais para o Parque Estadual Morro do Diabo, e recomenda o
monitoramento periódico desta população devido a sua importância estratégica
para a conservação da espécie.
O presente trabalho tem como objetivo principal realizar um estudo de
caso com o mico-leão-preto e discutir a problemática das estimativas
populacionais para espécies raras. Especificamente, neste capítulo propomos:
1) atualizar a estimativa populacional de mico-leão-preto no Parque Estadual
Morro do Diabo; 2) caracterizar os diferentes ambientes vegetacionais do Parque
Estadual Morro do Diabo quanto à qualidade de habitat para a espécie e
comparar as densidades nesses ambientes; 3) criar o modelo base para o
desenvolvimento de simulações que visem explicar a relação entre esforço,
avistamentos e densidades.
MÉTODOS
Área de estudo
O Parque Estadual Morro do Diabo, localizado no extremo oeste do
estado de São Paulo (22º 27’a 22º 40’S e 52º 10’ a 52º 22’W), é um dos últimos
remanescentes florestais de grande tamanho protegido como Unidade de
Conservação no interior do Estado. Representa a maior área de Floresta
Atlântica Semidecídua de São Paulo e está entre os três maiores remanescentes
desse bioma no Brasil, juntamente com Parque Nacional de Iguaçu – PR e
Parque Estadual do Rio Doce – MG (SOS Mata Atlântica, 2000).
Com aproximadamente 35000 ha, sua área é delimitada na porção sul
pelo Rio Paranapanema, pelo Ribeirão do Estreito e Ribeirão Bonito na porção
13
oeste e por pastagens, agriculturas e sistemas agroflorestais nas porções norte e
leste. O PEMD foi criado originalmente como Reserva Estadual e contava com
37.156,68 ha de área, porém, com a construção do reservatório para a Usina
Hidrelétrica de Rosana, foram desapropriados e inundados cerca de 3000 ha. às
margens do Rio Paranapanema (São Paulo, Leis, decretos, etc.1986; Baitello et
al. 1988).
O clima da região onde o PEMD está localizado é caracterizado pela
alternância de período seco e frio no inverno, com temperaturas entre 15°C e
20°C, e período quente e úmido no verão, com temperaturas que podem atingir
os 40°C. As chuvas estão concentradas entre os meses de setembro e abril, com
a precipitação média anual variando de 1100mm a 1700mm (Ditt, 2002). Os
solos da região são originários do arenito Bauru, sendo o latossolo o tipo
predominante, formando solos profundos e bem drenados. O relevo é plano e a
única elevação que se destaca na paisagem, com 599m de altitude, é o Morro do
Diabo que dá nome a Unidade de Conservação (Ferrari Leite, 1998). A cobertura
vegetal predominante do PEMD é do tipo Floresta Estacional Semidecidual
Atlântica (SEMA, 1999). No entanto, é composta por um mosaico de fisionomias
que vão desde florestas com árvores emergentes de mais de 30m de altura, até
pequenas manchas de cerrado e áreas em início de regeneração (Plano de
Manejo, 2003). (Fig.2)
Devido as suas dimensões e particularidades ambientais o PEMD foi
considerado área prioritária para a conservação da biodiversidade da Mata
Atlântica (MMA, 2000). A área protege uma das últimas populações viáveis de
espécies como: anta (Tapirus terrestris) (Médici, com.pessoal), cateto (Tayassu
tajacu), queixada (Tayassu pecari), e é importante para a conservação de
espécies migratórias como a arara azul (Anodorhyncus hyacinthinus) (Cullen Jr.,
1997, Plano de Manejo PEMD, 2003).
Abertura das trilhas
Para este estudo foram utilizadas 15 transecções dispostas de modo a
abranger os três tipos vegetacionais mais representativos do PEMD: floresta
madura com árvores emergentes – FMA (20.151,21 ha); floresta madura sem
árvores emergentes e com predomínio de mirtáceas - FMM (2.253,19 ha) e
14
floresta em estágio avançado de regeneração – FR (10.236,19 ha). Foram
abertos 48 km de trilhas cujo tamanho médio foi de 3,2 km (3,0 – 4,0). Todas as
transecções amostradas tinham seu início em pontos do parque que permitiam
acesso de carro ou a pé (estradas utilizadas para fiscalização ou visitação). O
ponto final de todas as transecções era o interior da floresta. Todas as
transecções foram mapeadas com auxílio de GPS e plotadas sobre o mapa da
área (Fig.2).
Figura 2: Mapa do Parque Estadual Morro do Diabo, mostrando as diferentes fisionomias
vegetais e a distribuição das trilhas amostradas no censo. (Produzido por Alexandre Uezu – IPE).
15
Transecções Lineares
Utilizou-se o método de Transecções Lineares (Burnhan et al. 1980;
Buckland et al. 1993) para estimar a densidade de mico-leão-preto no PEMD.
Este método é incluído entre os métodos de amostragem sem área definida e se
baseia em funções de detecção g(x) para obter a estimativa de densidade e
abundância da área. O cálculo da densidade é feito através do número de
avistamentos (n), da distância perpendicular (W) e das distâncias percorridas nas
transecções (L):
D = n/2L ESW,
onde ESW é a largura efetiva da transecção, ou seja, é a largura máxima
(efetiva) onde os animais são vistos. Esse método considera que a probabilidade
de um animal ser detectado varia com a distância, por isso, a partir dessas
informações é calculada uma função de detecção g(x), que determina a
probabilidade de um animal ou grupo ser avistado a uma dada distância
perpendicular da transecção.
Também conhecido como amostragem de distância (Distance Sampling)
esse método representa um avanço aos métodos com distância pré-
determinada, uma vez que considera todos os avistamentos obtidos e não só
aqueles dentro de uma área fixa (Thomas et al, 2002). Essa modificação é
especialmente interessante para espécies raras, onde cada observação é um
evento importante. Esse método tem sido utilizado em inúmeros trabalhos que
visam estimar densidades de fauna terrestre nos neotrópicos (Chiarello, 2000;
Cullen Jr., 1997; Peres, 1999; Marques, 2004). No entanto, para se obter
estimativas acuradas é necessário cumprir-se alguns pressupostos (Buckland,
1993; Cullen Jr. et al. 2003):
(a) as distâncias perpendiculares devem ser medidas de maneira precisa;
(b) todos os animais sobre a transecção (x = 0) devem ser detectados, ou seja,
g(0) =1;
(c) um mesmo animal não deve ser contado mais de uma vez na mesma
amostragem;
(d) os animais devem ser detectados em sua localização inicial, antes de
qualquer movimento em resposta ao observador;
(e) as visualizações devem representar eventos independentes.
16
As transecções devem ser percorridas a velocidade baixa e uniforme. Em
censos de primatas é comum caminhar a velocidade de 1 km/h (Chiarello 2000),
paradas estratégicas podem ser feitas para se detectar ruídos que possam
indicar a presença de animais na área (Marques, 2004).
Devido ao seu pequeno tamanho e coloração o mico-leão-preto é tido
como um animal críptico, o que dificulta sua visualização. Para se garantir a
maior acurácia e precisão, realizou-se um estudo piloto nos meses de setembro
e outubro de 2002. Esse piloto teve como finalidade padronizar o método para a
área de estudo, treinar os observadores com respeito às características da
espécie, à velocidade de percurso e a tomada de dados. Durante o estudo piloto
percorreu-se cerca de 62km e foram obtidos dois avistamentos de mico-leão-
preto. Com uma regra de três simples chegou-se à necessidade de um esforço
de 1240 km para se obter 40 avistamentos (número recomendado pela
metodologia, Buckland et al. 1993).
As transecções foram percorridas por dois observadores simultâneos que
caminhavam distantes cerca de 100m um do outro a velocidade de 1km/h.
Segundo Hirsh (1995), com esse procedimento, diminuem-se as chances de um
indivíduo ou grupo não ser detectado e, quando um grupo é avistado a contagem
dos indivíduos pode ser feita de maneira mais rápida, reduzindo-se a chance de
que o grupo se movimente em resposta a presença do observador (pressuposto
d) (Camperio Ciani, et al, 2001). As observações se iniciavam por volta das
07:00 e ao chegar no final da trilha os observadores faziam uma pausa de
aproximadamente duas horas antes de voltar. Essa pausa coincidia com o
período mais quente do dia, quando a atividade dos animais diminui
consideravelmente (Valladares-Padua, 1993). As observações eram concluídas
por volta das 18:00. Cada trecho percorrido na trilha (ida e volta separadamente)
foi considerado uma amostragem independente. Segundo Ferrari (2002)
primatas têm diferente distribuição em cada ocasião, assim, mantendo-se um
intervalo adequado entre as amostragens, não se tem falsas replicações e sim
aumento de amostra. Os censos não foram realizados ou foram interrompidos
imediatamente quando as condições climáticas não permitiam (chuva e vento),
evitando-se dessa forma, que algum animal deixasse de ser detectado devido ao
ruído (Peres, 1999).
17
Quando um animal era avistado registravam-se as seguintes informações:
hora do avistamento, distância perpendicular do ponto onde o primeiro animal foi
avistado até a trilha, número de indivíduos observados, altura estimada do
animal no estrato vegetacional onde foi avistado e, com auxílio de GPS, era
tomada a localização do grupo. Quando possível também eram anotadas
informações sobre a composição do grupo (presença e número de filhotes).
Análise dos dados
Os dados foram analisados com o auxílio de Software Distance
4.0
®
.(Thomas et al. 2004) Baseado nos pressupostos acima citados e nas
informações coletadas este software determina a função de detecção e
probabilidade de um animal ou grupo ser avistado e, desta forma, calcula a
densidade.
Caracterização de habitat para mico-leão-preto no PEMD
A cobertura vegetal do Parque Estadual Morro do Diabo apresenta grande
heterogeneidade de ambientes, como já descrito anteriormente. Essa
diversidade vegetacional pode representar diferenças de hábitat para várias
espécies de fauna, e influenciar na distribuição e abundância das espécies
(Carvalho-Huber, 1989). Buscando investigar se essa hipótese é válida para o
mico-leão-preto, os principais ambientes florestais do PEMD foram
caracterizados quanto à qualidade de hábitat que oferecem para a espécie.
As variáveis escolhidas para descrever o ambiente foram baseadas em
estudos de habitat realizados com a espécie no PEMD e em outras localidades,
bem como em estudos similares feitos com outras espécies de Leontopithecus
(Valladares-Padua, 1987; Valladares-Padua, 1993; Dietz, 1997; Passos &
Keuroglian, 1999, Shimidlin, 2004). Os critérios utilizados para a escolha foram
os seguintes:
a) cada variável deveria fornecer uma medida da estrutura do
ambiente que se saiba, ou se suspeite, influenciar a distribuição
ou abundância do mico;
18
b) cada variável deveria ser rápida e precisamente mensurável com
procedimentos amostrais não destrutivos;
c) cada variável deveria ser capaz de descrever o ambiente na
vizinhança da área onde foi amostrada.
Foram estabelecidas 20 parcelas de 5 x 10m (50m
2
) distribuídas ao longo
de cada transecção onde o censo foi realizado, dispostas 100m umas das
outras. Este tamanho da parcela é freqüentemente utilizado em estudos de
primatas (Valadares-Padua, 1993, Brown & Zunino, 1994, Prado, 1999, Rendigs
et al. 2003). Dentro de cada uma os seguintes dados eram tomados: número de
árvores com DAP>10 cm, número de espécies que compõe a dieta do mico,
altura estimada das árvores, cobertura estimada da parcela, presença de
epífitas, cipós e ocos sobre as árvores amostradas, porcentagem estimada de
cipós na parcela e coordenada geográfica. Além disso, eram anotadas
informações sobre perturbações antrópicas que pudessem existir (presença de
fogo, lixo, vestígios de caça e corte) e proximidade a corpos d’água. Para essa
caracterização não foi preciso coletar material botânico, pois as espécies que
compõem a dieta do mico são bem conhecidas pela equipe de campo. Em
estudos anteriores a acurácia identificação feita pelos assistentes de campo
chegou a 80%, quando comparadas com identificações feitas por especialistas
(Valladares-Padua, 1993).
Análise dos dados
Para testar as diferenças na estrutura da floresta entre os tipos de
ambiente foi utilizada uma análise de variância (Zar, 1999). Foram analisadas
apenas as variáveis relativas à estrutura física da floresta e aquelas relacionadas
ao uso pelo mico (dieta, disponibilidade de ocos) não foram analisadas as
características florísticas, pois não eram pertinentes a este estudo.
Antes da análise de variância entre os ambientes realizou-se um teste de
correlação entre todas as variáveis amostradas, a fim de identificar quais delas
apresentavam maior associação entre si. Após essa análise foram montadas
uma matriz de dados ambientais e uma matriz de presença-ausência e
densidade de mico-leão-preto, que foram comparadas a fim de investigar se
existia associação entre elementos do habitat e abundância da espécie.
19
RESULTADOS
Densidade de mico-leão-preto no PEMD
As transecções foram percorridas entre fevereiro de 2003 e março de
2004, totalizando 1305 km de esforço amostral. Neste período, cada transecção
foi amostrada entre 10 a 16 vezes. Foram obtidos 19 avistamentos de mico-leão-
preto, sendo que destes 10 se deram em área de floresta madura alta, seis em
floresta madura sem emergentes (floresta com mirtáceas) e três em áreas de
floresta em estado avançado de regeneração.
A largura efetiva de avistamentos (ESW) foi 10,4m de distância. Os
avistamentos foram distribuídos em seis classes de distâncias e a função de
detecção que melhor adequou os dados foi a Uniform com ajuste Cosine (Fig. 3).
Este modelo foi escolhido entre os vários testados considerando-se o menor AIC
(Aikaike’s Information Criterion) e o maior GOF (Goodness of Fit). A estimativa
de densidade é de 0,035 ind/ha (95% IC 0.018 – 0.065 ind/ha) e coeficiente de
variação de 31%. O cálculo do tamanho populacional total é feito multiplicando-
se a densidade encontrada pela área total, desta forma, a estimativa é de 1209
indivíduos (95% IC 655-2266) no PEMD (tabela 1).
Tabela 1: Resultado do censo de mico-leão-preto no Parque Estadual Morro do Diabo
apresentando estimativa média, coeficiente de variação e intervalo de confiança.
Média C.V (%) I.C (95%)
Densidade (ind/ha) 0,035 31,6 0,018 – 0,065
Densidade de
grupos (gr/ha)
0,007 28,3 0,004 – 0,02
Tamanho de grupo 5,22 14 3,9 – 70
Largura efetiva de
avistamentos (ESW)
10,4 19,2 6,9 – 15,6
Taxa de encontro 0,14
-04
20,8 0,9
-0,5
– 0,2
-0,4
Probabilidade de
encontrar o objeto
na área (P)
0,7 19,2 0,46 – 1,0
Estimativa
populacional (N)
1209 31,6 645 – 2266
20
Figura 3: Histograma das distâncias de avistamentos. A linha tracejada representa a função de
ajuste, a área abaixo da linha representa a probabilidade de um indivíduo ser detectado.
A estimativa de densidade para cada um dos ambientes pôde ser
calculada apesar do pequeno número de avistamentos: 3,6 ind/km
2
(95% IC 0,1
– 10 ind/km
2
) na floresta madura alta; 3,15 ind/km
2
(95% IC 0,9 – 9,7 ind/km
2
) na
floresta madura com mirtáceas e 1,8 ind/km
2
(95% IC 0,1 – 8,1 ind/km
2
) na
floresta em regeneração, contudo, não foram observadas diferenças entre as
estimativas de densidade em cada ambiente (F
(2, 8)
= 0,072 e P = 0,931 (Fig. 4)).
Os ambientes não diferiram quanto ao número médio de avistamentos
(F
(2, 8)
= 0,645 e P= 0,550). A freqüência de avistamentos também não se mostrou
diferente entre os ambientes (χ
2
=1,24; gl= 2; P=0.538).
21
Figura 4: Densidade de mico-leão-preto nos diferentes ambientes do PEMD. Os círculos
representam as densidades médias e as barras representam o intervalo de confiança pivotal das
estimativas.
22
Qualidade de habitat para mico-leão-preto
As variáveis ambientais amostradas apresentaram-se fracamente
correlacionadas, com não mais que 60% de associação entre elas (altura e
DAP). As correlações significativas são mostradas na tabela 2.
Tabela 2: Associações entre variáveis ambientais amostradas. Valores próximos a 1 ou -1
indicam correlações mais fortes. O sinal – indica que a associação está ocorrendo em sentido
inverso.
Cobertura Altura DAP Dieta Oco Epífita Cipó
Cobertura -0,2242 0,3216 0,2367 -0,0639 0,25 -0,2467
Altura -0,2242 0,5865 0,0791 0,1191 -0,0247 -0,1761
DAP 0,3216 0,5865 -0,2832 0,0133 0,2834 0,3119
Dieta 0,2367 0,0791 -0,2832 0,2779 -0,0176 0,1774
Oco -0,0639 0,1191 0,0133 0,2779 0,0852 -0,1099
Epífita 0,25 -0,0247 0,2834 -0,0176 0,0852 0,0854
Cipó -0,2467 -0,1761 0,3119 0,1774 -0,1099 0,0854
A altura média do dossel variou entre os ambientes, sendo que a FMA
apresentou a maior altura (9,7m), enquanto que os outros ambientes, FMM e FR
apresentaram alturas de 7.6m e 7.7m, respectivamente (F
(2, 219)
= 20,03 e
P<0,05). O mesmo padrão foi observado para a variável DAP, cujos valores
médios foram 23,9m, 18,4m e 19,1m para FMA, FMM e FR respectivamente. Os
itens dieta do mico e cobertura dossel obtiveram médias mais altas na FMM do
que nos outros ambientes (dieta: F
(2,196)
=16,549, P <0,05 e maior cobertura =
70%: F
(2,106)
= 46,44 e P <0,05). As variáveis presença e porcentagem de cipós,
presença de epífitas e ocos foram testadas, mas não mostraram diferenças entre
os ambientes (Fig 5).
23
A
B
C D
Figura 5: Variáveis de habitat que mostraram diferenças entre os ambientes: a) altura; b) DAP; c)
espécies da dieta; d) cobertura. Os círculos representam as médias e as barras representam os
desvios-padrões.
24
DISCUSSÃO
Os resultados apresentados nesse estudo exemplificam a problemática
das estimativas populacionais para espécies raras: a amplitude dos intervalos de
confiança frente à necessidade de estimativas mais precisas (Whitesides, 1988,
Peres, 1999, Plumptre, 2000, Thompson, 2004). O pequeno número de
avistamentos obtido neste trabalho (19) e o enorme esforço amostral realizado
(1305 km percorridos em um ano) resultaram em uma variação alta (CV: 31%) e
um intervalo de confiança que se aproxima ao dobro da estimativa média (655 –
2266 indivíduos).
Apesar da grande variação apresentada por essa estimativa sugere-se
que o valor médio encontrado condiz com as observações para a espécie na
área. A população de mico-leão-preto do Parque Estadual Morro do Diabo vem
sendo estudada há quase 20 anos e censos anteriores (Cullen Jr., 1997) e,
sobretudo, estudos de área de vida (Valladares-Padua, 1993; Albernaz, 1997)
mostram estimativas muito similares (área de vida de 1,38 km
2
e tamanho médio
de grupo de 4,5 indivíduos). Por essas informações essa população já pode ter
alcançado sua capacidade de suporte (1159 indivíduos), no entanto, esses
estudos não consideraram a sobreposição de área de vida e as variações dos
ambientes dentro da área (IPE – dados não publicados).
Outros autores como Chiarello 2000, Cullen Jr, 1997, Marques, 2004 e,
especialmente os que realizaram censos com primatas (Brugière, 1998, Chiarello
& Mello, 2001, Hirsh, 1995) atentam para o pequeno número de avistamentos
encontrado em seus estudos, mas enfatizam o caráter realístico de suas
estimativas. Peres (1999) discute que para algumas espécies de primatas
neotropicais é difícil obter mais que 20 amostras em censos com transecções
lineares mesmo com um grande esforço amostral, no entanto afirma que uma
boa estimativa da densidade pode ser obtida se os dados apresentarem uma
distribuição favorável.
Outras informações provenientes do cálculo da densidade podem ser
consideradas para o melhor entendimento deste estudo. A largura efetiva de
avistamentos foi de 10,4m, isto se deve a forma como a distância perpendicular
foi tomada. Neste estudo foi medida a distância perpendicular do primeiro animal
avistado até a trilha, contudo, muitos autores consideram que essa forma de
25
medida possa superestimar a densidade e por isso recomendam que seja
tomada a distância do centro do grupo até a trilha. Por outro lado, Fashing &
Cords acreditam que essa diferença na coleta de dados só influencie primatas
que vivem em grandes grupos, como para o gênero Leontopithecus a média de
tamanho de grupo é de cinco animais (Kleiman & Rylands, 2002) é possível
afirmar que a distância perpenducular não influenciou no cálculo da densidade.
O coeficiente de variação associado à estimativa de densidade é de 31%,
mas por outro lado, é de 21% quando associado à taxa de encontro (tabela 1). O
cálculo da densidade leva em consideração a variabilidade ambiental, o número
e tamanho das transecções, a probabilidade de detecção (e desta forma, a
habilidade do observador), as distâncias perpendiculares e o número de
indivíduos e, essas variáveis contribuem para o aumento do coeficiente de
variação. Já a taxa de encontro considera apenas a presença do objeto
observado e o esforço amostral. Dessa forma, o intervalo de confiança associado
a ela é menor e isso pode ser um indício de que esse parâmetro também possa
ser utilizado como uma estimativa do tamanho populacional se associado com a
medida de densidade.
O aumento do esforço amostral também pode levar à diminuição do
intervalo de confiança (Whitesides, 1988), entretanto, isso representaria um
aumento de custos significativo. Para a realização deste estudo, que teve um
esforço até maior do que o recomendado e realizado na maioria dos estudos
com primatas, foram gastos cerca de US$ 15.000,00. O método de Distance
Sampling sugere que uma boa estimativa de densidade tenha CV em torno de
15%. Sob as condições desse estudo seria necessário aumentar em mais de 15
vezes o esforço amostral para se alcançar esse padrão. Esse fato leva a
discussão das estimativas populacionais para a questão do custo-benefício, que
não pode ser desconsiderada em nenhum projeto de pesquisa.
Como foi possível verificar, as diferenças ambientais não foram tão
grandes do ponto de vista da qualidade do habitat para o mico-leão-preto. As
variáveis de habitat selecionadas não apresentaram associações fortes e claras
e não se mostraram boas preditoras para diferenças de densidade entre os
ambientes amostrados. Apesar das variáveis escolhidas serem
comprovadamente importantes para a espécie conforme atestado em estudos
prévios (Valladares-Padua, 1993; Dietz, 1997; Passos, 1997) o método de coleta
26
de dados pode não ter sido sensível o suficiente para detectar diferenças entre
os ambientes. Em estudo realizado no PEMD Valladares-Pádua, encontrou
diferenças em todas as variáveis que amostrou, exceto para epífitas, que parece
ser um item raro na área. No entanto, ele encontrou a maior cobertura na região
correspondente a FMA e maior abundância de cipós nessa área também. No
presente estudo por sua vez, a maior distinção se faz entre a disponibilidade de
espécies que fazem parte da dieta do mico e a disponibilidade de ocos para
abrigo. Estes estão associados a árvores de maior porte, que se localizam nas
porções de floresta mais maduras, enquanto que os itens da dieta, que são em
sua maioria mirtáceas, se localizam em uma área de floresta mais baixa, e
podem se distribuir de maneira mais adensada. O ambiente de floresta em
regeneração é bastante heterogêneo no que diz respeito as variáveis
amostradas. Embora fosse esperado que essa área apresentasse pouca
abundância de componentes de habitat do mico e, dessa maneira fosse “menos
interessante” para a espécie, observaram-se algumas árvores de porte alto,
várias frutíferas e cipós.
Não houve diferenças entre o número e freqüência de avistamentos
encontrados em cada uma das áreas e, os cálculos de densidade para cada
ambiente, apesar de terem sido possíveis, ficam comprometidos devido ao baixo
número de ocorrências. Dessa maneira, não é possível fazer muitas inferências
sobre qualidade de habitat para a espécie, no entanto, vale destacar que a
espécie faz uso de diversos tipos vegetacionais (Valladares-Padua, 1993). Uma
hipótese possível é que o método de transecções lineares não seja eficaz para
detectar correlações entre densidade e habitat, especialmente para uma espécie
rara como é o caso do mico-leão-preto. Seria necessário um grande número de
avistamentos em cada um dos ambientes para se conseguir observar algum tipo
de associação. Estudos com outras espécies de primatas, utilizando diferentes
métodos de amostragem mostram que realmente existe associação entre
qualidade de habitat e densidade (Camperio Ciani et al. 2001). Sorensen &
Fedigan (2000) observaram que as densidades de Cebus capucinus, Alouatta
palliata e Ateles geofroy aumentavam com a idade e conseqüentemente
qualidade do fragmento em um ambiente de regeneração na Costa Rica. Hirsh
(1995) também mostrou que a densidade de Alouatta fusca variou entre hábitats
diferentes de Floresta Atlântica Semidecídua em Minas Gerais e Chiarello &
27
Mello (2001) observaram ainda que além da qualidade do habitat o tamanho da
área influencia na densidade da comunidade de primatas. Uma alternativa
interessante para analisar a associação entre densidade e qualidade de habitat
são os estudos de seleção de habitat, onde é possível observar tanto os
recursos disponíveis, bem como a espécie utiliza os diferentes ambientes.
Estimativas de tamanho realizadas para outras populações de mico-leão-
preto mostram situações distintas: na Estação Ecológica de Caetetus, cuja
fisionomia vegetal é semelhante à encontrada no PEMD, as densidades de mico
são consideravelmente mais baixas, girando em torno de 0,016 ind/ha (Passos,
1997). Já na região de Lençóis Paulista (Fazenda Rio Claro), onde os animais
estão distribuídos ao longo de matas ciliares a densidade encontrada se
aproxima ao que é descrito neste estudo 0,033 ind/ha. Na Fazenda Mosquito, a
densidade também é bastante baixa (0,008 ind/ha) contudo, o contexto é bem
diferente, pois trata-se de uma população formada por grupos translocados,
atualmente quatro grupos dividem uma área de 1385 ha.
Desta forma, este estudo reafirma a importância da população de micos-
leões-pretos do PEMD para a manutenção da espécie, contudo destaca a
necessidade de monitoramentos mais eficazes. Espera-se que os resultados
apresentados sejam efetivamente utilizados para a atualização do Plano de
Conservação da espécie e que as discussões aqui levantadas contribuam para o
avanço da questão de estimativas populacionais para espécies raras.
28
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RESUMO
Estimativas populacionais para espécies raras são um desafio para
pesquisadores e conservacionistas. A maior parte dos estudos populacionais
com esses organismos se limita a mostrar suas abundâncias e densidades
relativas, mas a falta de precisão desses estudos não permite identificar
tendências populacionais e, portanto, não são muito efetivos para a conservação
dessas espécies. As metodologias existentes apesar de serem amplamente
utilizadas, não são apropriadas para pequenas populações. Este trabalho tem
como finalidade contribuir para o entendimento das questões que envolvem as
estimativas populacionais de espécies raras, para tanto, demonstra por meio de
simulações as relações existentes entre esforço amostral, detectabilidade,
precisão e acurácia das estimativas feitas através do método de Transecções
Lineares. As simulações foram construídas a partir dos resultados do censo
populacional realizado para mico-leão-preto (uma espécie rara e ameaçada) e se
basearam nos modelos de reamostragem de Monte Carlo. Foi estabelecido um
grid de pontos de tamanho correspondente à área amostrada, onde um ponto
X,Y era escolhido aleatoriamente. Em seguida, uma matriz determinava a
probabilidade de os pontos X,Y estarem juntos, dentro dessa área. A densidade
era então calculada como uma proporção da área amostrada. Foram realizadas
simulações variando-se o tamanho da população e o esforço amostral. Os
resultados mostram que a estimativa populacional não se altera com o aumento
do esforço amostral, ainda que o número de animais avistados aumente.
Entretanto, a variação das estimativas diminui conforme se aumenta o esforço,
mas variâncias pequenas só são conseguidas com um esforço muito grande. As
simulações demonstraram que a metodologia de Transecções Lineares é
acurada e por isso eficaz para se realizar estimativas pontuais, entretanto ela é
pouco precisa e não possibilita o acompanhamento de tendências populacionais
de espécies pouco abundantes, a não ser que um esforço amostral muito grande
seja realizado. Para estes casos estudos de longo prazo com monitoramentos
periódicos envolvendo o acompanhamento de indivíduos ou grupos são a
35
metodologia mais adequada, contudo a questão custo-benefício tem que ser
avaliada para que os resultados dessas pesquisas possam contribuir de fato
para a conservação de espécies raras.
Palavras-chave: Estimativas populacionais, simulações, esforço de campo,
acurácia e precisão, custo-benefício
36
ABSTRACT
Rare species are an especially difficult problem for ecology and conservation due
to the difficulty with which estimates of population dynamics are obtained. Most
population studies of rare animals are limited to attempts to estimate abundance
and density, yet the lack of precision in these estimates make it impossible to
anticipate population trends, and consequently, conservation decisions do not
benefit from those estimates. Existing methods for estimating population sizes,
while widely used, are inadequate for rare animals. Objectives of this study are
to contribute to the undestanding of the issues involved with estimating rare
species, to examine through simulation the relationship between population
sampling effort and the precision of population size estimates at a variety of
population densities and sampling efforts based on linear transect methods.
Monte Carlo simulations were based on a case study of the Black-lion Tamarin,
an endangered and rare species in Brazil. That is, based on an area the size of a
nature reserve, and transects that included, points representing animal positions
(X, Y) were selected randomly from possible points that represented the study
area. Based on rules that varied depending on effort, those X, Y points
determined whether animals were encountered on the transects. By varying
sampling area and animal density, population sizes and their confidence intervals
were estimated at several values for each. Several results are important when
considering rare animals. The variance in population size is reduced when
sampling area (sampling effort) increases, when population size is constant.
Also, the variance in population size increases with increasing population size. If
many estimates (censuses) may be carried within a single year, the average of
the each estimate for population size should be reasonably near the true
population size, if the assumptions of the study are reasonably correct. However,
due to the large variance with small population sizes, linear transects may not be
effective at identifying population trends, unless they include a very large
proportion of the area of the population of the animal being considered. Rather,
following several specific groups with marked individuals will probably be a much
more effective means of gathering data on population trends for conservation
studies.
Key words: Population dynamics, population estimates, field effort, simulations,
accuracy, precision, cost-benefit analysis
37
INTRODUÇÃO
O estudo de espécies raras constitui um grande desafio para a Ecologia
de Populações. Conhecer as causas da raridade, os padrões e dinâmicas
populacionais desses organismos é fundamental para o delineamento de
estratégias que contribuam para sua conservação (Robson & Redford, 1991).
Esse conhecimento requer estimativas populacionais precisas capazes de
acompanhar as flutuações populacionais dessas espécies (Thompson, 2004). No
entanto, freqüentemente essas estimativas são obtidas com métodos de pouco
rigor estatístico ou sem padronização (Blake & Hedges, 2004). Embora haja uma
crescente preocupação entre os pesquisadores com esse tipo de informação,
isso ainda não tem provocado suficiente impacto nas estratégias de conservação
(Blake & Hedges, 2004).
Monitoramentos ecológicos são um componente vital em qualquer projeto
de conservação para que os efeitos de suas ações de manejo possam ser de
fato avaliados (Kremer et al. 1994). Recentemente alguns esforços têm sido
feitos na tentativa de definir os limites aceitáveis de mudanças populacionais
para dessa maneira, indicar o momento em que intervenções conservacionistas
devam ser feitas. No entanto, nem sempre os métodos disponíveis são capazes
de detectar essas mudanças (Plumptre, 2000), especialmente no caso de
espécies raras.
A principal definição de raridade se refere àquelas espécies que são
pouco abundantes ou ocorrem em áreas de distribuição bastante restritas
(Gaston, 1994). No entanto, outros aspectos são utilizados para o entendimento
do termo. Se uma espécie é críptica ou de hábitos noturnos, ela é considerada
elusiva e se for muito agregada, ela é espacialmente agrupada pelo habitat
(McDonald, 2004). Esses fatores dificultam seu acesso no campo, assim, do
ponto de vista da amostragem estatística, uma espécie é considerada rara se
sua detectabilidade é baixa (Gaston, 1994).
Estudos com espécies raras de maneira geral contam muito mais zeros
(ausências) em suas amostragens do que o esperado (Welsh, et al. 2005). Por
esse motivo, uma boa parte dos estudos populacionais com esses organismos
se limita a mostrar suas abundâncias e densidades relativas (Gaston, 1994,
Peres, 1999, Thompson, 2004). A falta de precisão desses estudos não permite
38
identificar tendências populacionais e, portanto, não são muito efetivos para a
conservação dessas espécies.
Atualmente existem vários métodos disponíveis que se propõem a estimar
tamanhos populacionais. Muitos deles apresentam tratamentos estatísticos
bastante robustos capazes de fornecer estimativas acuradas e precisas
(Buckland et al. 1993, Thompson et al. 1998, White, 1999, Borchers et al. 2002).
Esses métodos, no entanto, foram desenvolvidos para espécies abundantes, ou
moderadamente abundantes e não se aplicam bem para espécies raras ou
difíceis de serem detectadas.
O método de Distance Sampling (Buckland et al. 1993) tem sido
amplamente utilizado em estimativas populacionais devido á facilidade e, de
certo modo, ao baixo custo envolvido em sua aplicação (Cullen Jr., 1997,
Chiarello, 2000, O’Brien, 2003). Não obstante, também tem sido uma das
ferramentas mais utilizadas para espécies raras e elusivas. A questão é que este
método se baseia em detectabilidade, ou seja, a probabilidade de encontrar seu
objeto de estudo e essa não é uma característica facilmente observada nessas
espécies. Apesar do grande desenvolvimento das técnicas, ainda não existem
métodos especialmente desenhados para amostragem de pequenas populações.
Visando compreender os desafios que envolvem a estimativa de tamanho
populacional para espécies raras esse capítulo tem como objetivos: 1) explorar
as relações entre esforço amostral, detectabilidade e estimativas populacionais
abordadas no método de Transecções Lineares; 2) determinar o esforço
amostral necessário para se obter a precisão adequada nas estimativas
populacionais; 3) propor uma metodologia alternativa para o monitoramento de
espécies raras em geral e para o mico-leão-preto em particular; 4) explorar a
relação custo-benefício envolvida nas estimativas populacionais
MÉTODOS
O censo do mico-leão-preto no Parque Estadual Morro do Diabo, serviu
como base para o desenvolvimento de uma análise que simula variações na
densidade, esforço amostral e detectabilidade das estimativas de tamanho
populacional por Transecções Lineares. O modelo foi baseado no sistema de
39
reamostragem de Monte Carlo (Mainly, 1997). As simulações foram criadas com
o auxílio do programa JMP 5.0.1
®
.
Foi estabelecido um grid virtual de pontos de tamanho correspondente à
área amostrada, onde pontos X,Y eram escolhidos aleatoriamente. Em seguida,
uma matriz determinava a probabilidade de os pontos X,Y estarem juntos, dentro
dessa área. A densidade era então calculada como uma proporção da área
amostrada. Cada simulação correspondia a um censo com milhares de réplicas.
No modelo básico, todos os dados foram convertidos em metros para que
cada ponto do grid correspondesse a um metro quadrado. Foi simulado um
gráfico bidimensional cuja área (grid) corresponde à área total. No eixo Y foram
plotados 7000 pontos e no eixo X 50000 pontos totalizando uma área de 350
milhões de pontos ou 350 milhões de metros quadrados (equivalente à área do
PEMD). Ainda no mesmo grid foi determinada uma subárea, correspondente a
área amostrada no censo (onde no eixo Y foram plotados 1400 pontos e no eixo
X 1543). Depois foram escolhidos pontos aleatórios em cada um desses eixos,
se esses pontos coincidissem com os valores de X e Y determinados na subárea
era então considerado como um avistamento que recebia o valor 1, caso
contrário a célula era preenchida com valor 0. Para simular a densidade, a
“célula” correspondente ao avistamento era multiplicada pela proporção da área.
No modelo básico essa “célula” era multiplicada por 162.
A partir do modelo básico foram criadas simulações onde se variou o
número total de indivíduos (tamanho real da população) e o tamanho da área
amostrada (esforço amostral). O ponto de partida para as simulações de número
de indivíduos foi a estimativa de 1180 indivíduos inicialmente encontrada para o
mico-leão-preto. A partir daí foram simuladas populações com metade desse
tamanho, o dobro e quatro vezes mais (590, 2360 e 4720 respectivamente).
Essas variações visavam analisar como a precisão das estimativas variava em
relação ao tamanho real da população. Com relação à variação da área
amostrada iniciamos com uma área relativa a área amostrada no censo de mico-
leão-preto (2.160.200 m
2
ou 0,66% da área total do Parque) e a partir daí foram
feitos vários acréscimos na área amostrada representando consecutivamente
2,5%, 5%, 10%, 14% e 28% da área total do PEMD. O objetivo dessas
simulações era verificar a influencia do esforço amostral na acurácia e precisão
40
das estimativas. Todas as simulações foram analisadas por meio de regressões
lineares (Zar, 1999).
As simulações fabricadas neste estudo fornecem além de estimativas de
densidade e variação, um determinado número de avistamentos para cada
réplica. Visando comparar as variações fornecidas por essas simulações com
aquelas fornecidas pelo software DISTANCE 4.0, os resultados obtidos com as
simulações de variação de área foram inseridos no programa e novas
estimativas de densidade foram rodadas. Foram escolhidas aleatoriamente 5
réplicas de cada simulação e o número de avistamentos de cada uma delas foi
utilizado para alimentar o programa. O tamanho da área de estudo foi mantido,
ou seja, a mesma área do PEMD. As distâncias de avistamento das novas
análises foram baseadas no histograma de distâncias fornecido pelo estudo
original. Respeitando sua distribuição foram escolhidos valores entre 0 e 15 e
inseridos no programa. Posteriormente fabricou-se uma regressão para verificar
a relação entre esforço e diminuição do CV produzido nessas novas estimativas.
RESULTADOS
As simulações feitas com aumento do tamanho inicial (Fig. 1A) da
população mostram que as estimativas médias variam proporcionalmente a esse
aumento, o que é esperado, pois, indivíduos em populações mais abundantes
têm mais possibilidades de serem detectados. Os coeficientes angulares dessas
regressões são próximos a 1. Quando o tamanho populacional é fixo o fator que
influência a variância das estimativas é o esforço amostral (Fig 1B), sendo que
quanto menor a área amostrada, maior a variação (área de 8,75*10
5
: F
(1, 3)
=
17,98, r
2
= 0.90, P< 0,05 e β = 284,20; área de 17,5*10
5
: F
(1, 3
= 51,82, r
2
= 0,96,
P< 0,05 e β= 106,85).
41
Figura 1: Relação entre aumento de tamanho inicial da população e as estimativas de tamanho e
variância obtidas pelo método de Transecções Lineares: A) as estimativas aumentam
proporcionalmente em relação a população real. B) a variância é maior nas populações grandes.
Analisando as simulações relativas a variação no esforço amostral nota-se
que a estimativa média de uma população de tamanho conhecido não se altera
significativamente, mesmo com o aumento do esforço amostral (Fig 2A). Essa
relação também é esperada, pois o número de animais de uma população em
uma determinada área não pode ser alterado pelo tamanho da área amostrada.
No entanto, na Fig 2B pode-se observar que a variação das estimativas diminui
consideravelmente com o aumento da área amostrada e quanto menor a
população, maior o esforço requerido para se obter estimativas com pouca
variação (população de 590: F
(1,4)
=203,9, r
2
= 0,98, P< 0,05 e β = -1,284;
população de 1180: F
(1,4)
=30,34, r
2
= 0,91, P< 0,05 e β = - 0,792).
42
Figura 2: Efeito do esforço amostral as estimativas de tamanho populacional e variância: B) as
estimativas médias não variam quando o esforço amostral é fixo. D) a variação das estimativas
diminui com o aumento do esforço e estimativas de populações pequenas requerem maior
esforço para serem mais precisas.
Os coeficientes de variação obtidos com as análises dos resultados das
simulações no programa DISTANCE 4.0 mostram a mesma tendência que as
simulações, diminuindo conforme aumenta-se o esforço amostral: F
(1, 53)
=
340,44, r
2
= 0,87, P< 0,05. CVs baixos, na ordem de 15% só foram obtidos com
esforços amostrais superiores a 15% da área de estudo.
43
DISCUSSÃO
As relações entre esforço amostral, tamanho populacional e aumento de
avistamentos que foram apresentadas já eram esperadas, uma vez que
amostrando áreas maiores, as chances de encontrar o objeto que se procura são
maiores, e também, quando uma população é mais abundante as chances de
detectar um indivíduo também aumentam. Entretanto, as relações que merecem
destaque neste estudo dizem respeito à variância dessas simulações e,
conseqüentemente, à precisão das estimativas. Nota-se que quando o esforço
amostral é fixo, as estimativas médias podem estar próximas ao valor real,
porém, a variância dessas estimativas pode ser tão alta que a distinção entre
uma população de 500 e outra de 1000 indivíduos não pode ser feita com
clareza.
Quando transportados para um cenário real, esses resultados podem ser
muito preocupantes, pois indicam que declínios populacionais não podem ser
estimados com segurança a não ser que essa diminuição seja muito grande.
Considerando uma espécie ameaçada, declínios menores que este podem
representar sua extinção, sem que as estimativas populacionais demonstrem
isso. No caso do mico-leão-preto, por exemplo, as análises de viabilidade
populacional (PHVA) feitas em 2005 demonstram que uma população de 500
indivíduos tem aproximadamente 50% de chances de se extinguir em menos de
100 anos.
Por outro lado, observa-se que a variância tende a diminuir com o
aumento do esforço amostral, contudo, para se conseguir estimativas com
intervalos de confiança pequenos, capazes de perceber variações reais em uma
população é necessário obter um grande número de avistamentos e
conseqüentemente, realizar um grande esforço amostral. Estimativas
populacionais de primatas na África, mostraram que o coeficiente de variação
(medida de variância fornecida pelo programa DISTANCE e utilizada na maioria
dos estudos) diminui com o aumento de grupos observados, no entanto, para
que as estimativas fossem capazes de detectar mudanças populacionais na
ordem de 20% o CV teria que ser ainda menor, o que representaria um esforço
impraticável (Plumptre 2000). Skorupa (1987) considera ainda que mesmo com
amostragem intensiva, estimativas de primatas tendem a ter CV de
44
aproximadamente 25% e, se tratando de espécies raras, esse CV gira em torno
de 45%.
O método de Distance Sampling sugere que estimativas acuradas tenham
resolução menor que 15%, (Buckland et al. 1993, Thomas et al. 2002) e fornece
uma fórmula para o cálculo do esforço necessário (L) para se atingir essa
recomendação (CREEM, 2004):
L = q / 0,1
2
X L
0
/ n
0
onde q é uma constante de valor 3, L
0
é comprimento total percorrido e n
0
o número de avistamentos. Segundo esse cálculo o censo de mico-leão-preto no
Parque Estadual Morro do Diabo necessitaria de 20604 km percorridos (ou 300
avistamentos) para ter uma estimativa precisa.
Apesar das dificuldades apresentadas, algumas pesquisas indicam que é
possível se obter estimativas realísticas através do método de Distance
Sampling, mesmo que se tenham poucos avistamentos (Skorupa, 1987, Brugière
1998, Cullen Jr, 1997, Peres, 1999, Chiarello, 2000, Chiarello & Mello, 2001),
desde que os dados tenham sido coletados de forma adequada. Essas
afirmações indicam que o método pode ser adequado para estimar tamanhos
populacionais para espécies pouco abundantes, permitindo a comparação entre
populações de diferentes áreas, desde que os haja padronização no esforço
amostral e que sejam fornecidas as informações sobre a variação. Aliás, este é
um aspecto que merece destaque, são poucos os trabalhos publicados que
apresentam a variação encontrada em seus estudos (Peres, 1999). Contudo,
devido à baixa precisão das estimativas, esse método não se mostra adequado
para o monitoramento de espécies raras. Morais Jr, 2005, comparou a eficácia
de três métodos (entre eles transecções lineares) para estimar o tamanho de
uma população de mico-leão-dourado, cujo tamanho real era conhecido, e
mostrou que o método oferece estimativas acuradas, porém pouco precisas e
sugere que ele não seja usado como única forma de monitoramento de uma
população.
Para aumentar o número de avistamentos nos censos de primatas através
de transecções lineares alguns autores consideram o uso de play-back (Kierulff
& Rylands, 2003, Morais Jr., 2005). Esse método consiste em reproduzir
vocalizações da espécie-alvo com o objetivo de atrair os animais existentes na
área, facilitando assim a contagem. Aplicado de forma padronizada em todas as
45
transecções, o play-back diminui a probabilidade de falsos-negativos e com isso
diminui o CV, contudo seu uso deve ser visto com ressalvas, pois acarreta na
quebra de um importante pressuposto do método: o de que os animais são
detectados em sua posição inicial, antes de qualquer resposta a presença do
observador podendo dessa maneira viciar a amostragem.
Algumas metodologias têm sido desenhadas na tentativa de propor
alternativas para o monitoramento de espécies raras (Thompson, 2004) e vão
desde rádio telemetria e armadilhamento fotográfico (Karanth, 1995, Jacob &
Rudran, 2003), passando por contagens indiretas de indícios (Becker et al. 2004,
Morais Jr. 2005), captura e marcação de indivíduos até técnicas de amostragem
genética. A escolha do método deve levar em conta as peculiaridades da
espécie que se deseja amostrar e os recursos financeiros, logísticos e humanos
que se tem disponível. Uma alternativa interessante e que tem sido utilizada com
freqüência é uma “calibragem” de métodos, buscando adequar a precisão de
métodos mais robustos com a viabilidade de métodos mais rápidos, por exemplo,
calibrar as taxas de encontro às estimativas de densidade produzidas pelo
método de Distance Sampling pode ser uma boa alternativa para se realizar
monitoramentos mais freqüentes de uma população.
De maneira geral, estudos de longo prazo com monitoramentos periódicos
são os mais recomendados para acompanhar tendências populacionais e,
conseqüentemente contribuir para a sua conservação (Skorupa, 1987,
Whitesides et al, 1988, Vucetich & Waite, 1998, Plumptre, 2000, Rudran &
Duque, 2003). No entanto são poucas as pesquisas delineadas com esse
objetivo e isso se deve em parte ao alto custo envolvido nesses estudos. A
Tabela 1 apresenta um levantamento dos custos envolvidos em alguns estudos
de longo prazo e lança mais um aspecto na discussão sobre o custo-benefício
dos monitoramentos de espécies raras. Os custos mostrados se referem a
apenas um ano de monitoramento, e, para que este possa ser efetivo os
recursos têm que ser constantes, situação rara para a maior parte dos trabalhos
de conservação. Os projetos relacionados nessa tabela tratam de espécies que
sofrem alguma ameaça de extinção e para as quais uma série de ações e
pesquisas, que vão além do monitoramento, devem ser tomadas para garantir
sua sobrevivência, nesse sentido é necessário ponderar entre os recursos
gastos com o monitoramento populacional e outras atividades necessárias para
46
a conservação dessas espécies.
Tabela 1: Estimativas de custos para o monitoramento e algumas populações de
espécies raras.
Projeto Mico-Leão da Cara
Preta – IPÊ
Radiotelemetria
(acompanhamento de seis
grupos)
US$ 47.500,00
Projeto Mico-Leão-Dourado
– AMLD
Radiotelemetria
(acompanhamento de 15
grupos)
US$ 44.000,00
Projeto Mico-Leão-Preto –
IPÊ
Radiotelemetria
(acompanhamento de 10
grupos)
US$ 52.600,00
Projeto Onças do Alto
Paraná – IPÊ
Armadilhamento fotográfico
e radiotelemetria
(acompanhamento de oito
indivíduos)
US$ 80.000,00
Projeto Gorila de Grauer no
Congo – WCS
Transecções Lineares –
contagem de ninhos
US$ 80.000,00
Projeto Gorila da Montanha
em Uganda - WCS
Transecções Lineares em
325 km percorridos
US$ 35.000,00
47
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50
C
C
O
O
N
N
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I
I
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D
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E
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F
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I
I
N
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A
A
I
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S
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Com base no que foi apresentado nos dois capítulos desta dissertação
algumas conclusões e recomendações são feitas visando à conservação de
espécies raras de maneira geral e, especificamente do mico-leão-preto:
• Metodologias adequadas para estimativa populacional de espécies raras
ainda representam consideráveis lacunas no estudo de Ecologia de
Populações. Os principais desafios estão relacionados à dificuldade de
acessá-las no campo e ao grande esforço requerido para se obter
informações mais precisas sobre elas. O desenvolvimento de novas
técnicas de amostragem e mesmo de estimadores estatísticos mais
robustos são um vasto campo de pesquisa e um desafio para
pesquisadores e conservacionistas.
• Alguns aspectos devem ser considerados antes de se realizar um estudo
com espécies raras: i)o objetivo de seu trabalho, ii) as características da
espécie que se deseja estudar e iii) os recursos disponíveis para a
realização da pesquisa, sejam eles, financeiros, logísticos ou humanos.
• A estimativa populacional do mico-leão-preto no Parque Estadual Morro
do Diabo é de 1209 indivíduos (IC 95% 655-2266). Apesar da grande
variação encontrada acredita-se que esta estimativa é realística devido à
cuidadosa coleta dos dados e a comparação com estudos de
monitoramento de grupos. Esses resultados reafirmam a importância
dessa população para a conservação da espécie e demonstram que as
ações de conservação (fiscalização, educação ambiental, recuperação da
paisagem entre outras) têm contribuído para a manutenção da área.
• A comparação entre densidade populacional e qualidade de habitat
realizada neste estudo não foi capaz de oferecer informações conclusivas
à questão. Acredita-se que isso se deva a pouca sensibilidade dos
métodos utilizados em perceber essas associações. Reconhecendo que
informações sobre como a espécie utiliza o ambiente são importantes
para o delineamento de ações de manejo, recomenda-se que estudos
mais refinados, como os de seleção de habitat, bem como o uso de
ferramentas mais adequadas como os Sistemas de Informações
51
Geográficas, passem a ser incorporados nas futuras pesquisas com a
espécie.
• O método de Transecções Lineares se mostrou acurado para estimar
tamanhos populacionais, mesmo quando a espécie em questão é pouco
abundante, contudo a precisão do método é bastante baixa não
permitindo acompanhar as tendências de uma população com segurança.
Dessa maneira o método pode ser recomendado para comparar
populações diferentes, desde que sejam fornecidas as informações sobre
o esforço amostral, abundâncias relativas e a variação das estimativas,
porém, se o objetivo da pesquisa for o monitoramento de populações de
espécies raras, seu uso deve ser visto com ressalvas.
• Os estudos contínuos e de longo prazo são a melhor maneira de
acompanhar as tendências populacionais de uma espécie, pois além de
fornecer a informação sobre declínio ou aumento populacional, também
pode indicar os fatores que estão influenciando essa dinâmica.
Infelizmente estudos desse tipo são raros devido ao alto custo envolvido.
De maneira geral os projetos de pesquisas não contam com recursos
constantes que possibilitem o planejamento de monitoramentos
periódicos. Uma alternativa é o uso conjunto e calibrado de métodos
diferentes como censos e taxa de encontro, armadilhamento fotográfico e
radio-telemetria, por exemplo, e a adequação das análises estatísticas a
fim de ajustar alta variação existente em estudos com espécies raras.
O mico-leão-preto está entre uma das poucas e privilegiadas espécies da
fauna brasileira que conta com um programa de conservação de longo prazo.
Neste programa estão contempladas uma série de pesquisas e ações de
conservação, entre elas o monitoramento periódico das populações. Através dos
resultados obtidos nesse estudo é possível fazer algumas recomendações para
o monitoramento futuro das populações, recomendações estas que não se
aplicam somente ao mico-leão-preto, mas também a outras espécies que
estiverem em situação semelhante.
• Estimativas de abundância para as novas populações de mico-leão-preto
podem ser feitas através do método de Transecções Lineares
52
incrementado com o uso do play-back. Essa recomendação segue alguns
pontos discutidos nessa dissertação: i) o método de transecções lineares
é acurado para realizar estimativas pontuais, permitindo comparações
entre populações diferentes; ii) a diminuição da variação nas estimativas
pode ser conseguida com aumento no número de avistamentos e com a
diminuição da variabilidade entre as transecções e o uso do play-back
contribui para isso; iii) a variação associada a taxas de encontro é menor
que aquela associada à estimativa de densidade.
• Para o monitoramento da população do Parque Estadual Morro do Diabo
o acompanhamento periódico de grupos em diferentes ambientes da área
(através de captura-marcação-recaptura de indivíduos ou grupos) é a
metodologia mais adequada. No entanto, frente à indisponibilidade de
recursos, a utilização de taxas de encontro como parâmetro populacional
se mostra mais factível, considerando que esse método já esteja calibrado
ao censo por Distance Sampling. Este estudo mostrou que a variação
associada à taxa de encontro está em torno de 20%, menor, portanto, do
que aquela associada à estimativa de densidade. Contudo, é interessante
que o intervalo entre os monitoramentos não seja muito longo, de modo a
permitir que medidas sejam tomadas a tempo caso se perceba algum
declínio populacional.
53
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