Submitted by Mendes Eduardo (dasilva@ufba.br) on 2013-08-05T18:42:18Z No. of bitstreams: 1 Dissertação de Elaine Cristina Cambuí Barbosa.pdf: 660054 bytes, checksum: e5cdb9d1b7310b2eb8aa9546bf7f1240 (MD5) / Approved for entry into archive by Rodrigo Meirelles (rodrigomei@ufba.br) on 2013-11-26T15:23:25Z (GMT) No. of bitstreams: 1 Dissertação de Elaine Cristina Cambuí Barbosa.pdf: 660054 bytes, checksum: e5cdb9d1b7310b2eb8aa9546bf7f1240 (MD5) / Made available in DSpace on 2013-11-26T15:23:25Z (GMT). No. of bitstreams: 1 Dissertação de Elaine Cristina Cambuí Barbosa.pdf: 660054 bytes, checksum: e5cdb9d1b7310b2eb8aa9546bf7f1240 (MD5) / As paisagens podem ser caracterizadas como um conjunto de unidades heterogêneas que interagem entre si sob uma determinada escala e sob o ponto de vista de um observador (Turner 1989). As fontes de heterogeneidade nas paisagens, derivam principalmente de variações físicas do ambiente (solo, topografia, umidade), perturbações naturais (fogo, tornado, tempestades, inundações) e antrópicas (perda de habitat e fragmentação) (Sousa 1984; Turner, 1989; Metzger 1999). A fragmentação de habitats tem sido apontada como uma das principais ameaças a manutenção da biodiversidade, especialmente nas Florestas Tropicais (Laurance e Bierregarrd 1997; Myers et al. 2000). Este processo atua no aumento da redução da cobertura de hábitat, no grau de isolamento entre áreas, no número de manchas e no efeito de borda (Franklin et al. 2002; Fahrig 2003). Os efeitos resultam no declínio das populações naturais, a partir do aumento das taxas de extinções de espécies (Gustafson e Gardner 1996) e alterações nos serviços ecossistêmicos (Kremen et al. 2004; Tscharntke et al. 2005). As primeiras investigações sobre a fragmentação estiveram voltadas para o entendimento de como os efeitos do grau de isolamento e do tamanho das manchas de habitat sobre as taxas de colonização e extinção das populações locais (MacArthur e Wilson 1967). Nessa abordagem, os fragmentos florestais eram considerados unidades da paisagem responsáveis pela manutenção de populações viáveis, enquanto que a matriz era caracterizada como uma unidade espacialmente dominante e inóspita no ponto de vista de manter ou propiciar o fluxo de indivíduos (Haila 2002). No entanto quando consideramos a paisagem como o mosaico heterogêneo de diferentes tipos de uso da terra, outras unidades, além das manchas de habitats são importantes para a persistência de determinadas populações pelo aumento da conectividade da paisagem e dispersão dos organismos (Taylor et al. 1993). A conectividade pode ser classificada em estrutural e funcional. A conectividade estrutural está relacionada as unidades da paisagem que possuem similaridades estruturais com as manchas de habitat como corredores ecológicos (Perault e Lomolino 2000; Hannon e Schmiegelow 2002) e pontos de ligação (Boscolo et al. 2008; Uezu et al. 2008). Já a conectividade funcional refere-se a capacidade de movimentação dos organismos em diferentes tipos de unidades da paisagem e sob diferentes escalas de observação (Taylor et al. 1993; Awade e Metzger 2008). Dentre as diferentes unidades que compõem as paisagens heterogêneas, a matriz vem atualmente recebendo atenção nas investigações ecológicas como unidade facilitadora na promoção da conectividade estrutural e funcional (Gascon et al. 1999; Ricketts 2001; Vandermeer e Carvajal 2001; Perfecto e Vandermeer 2002; Verbeylen et al. 2003; Revilla et al. 2004; Umetsu e Pardini 2007). Atualmente a matriz é caracterizada como uma unidade heterogênea espacial e funcionalmente dominante pois pode regular os efeitos de borda, intensificar o papel dos corredores e dos pontos de ligação (Baum et al. 2004), determinar e/ou selecionar os fluxos biológicos (Malcolm 1991), além de servir como expansão de hábitats para espécies mais tolerantes (Gascon et al. 1999; Antongiovanni e Metzger 2005; Ewers e Didham 2006). Dentre os diferentes tipos de matrizes que compõem as paisagens fragmentadas, os sistemas de agricultura são considerados como importantes componentes das paisagens em decorrência do predomínio e ampla distribuição nas regiões tropicais (Power 1996; Mcneely e Schroth 2006). A funcionalidade destes sistemas está relacionado a aspectos estruturais da paisagem como a configuração espacial (Giulio et al. 2001) e da porcentagem de floresta nativa (Faria et al. 2006). Certas características próprias desses sistemas de agricultura, como regimes de manejo, baseados no enriquecimento com espécies nativas para fornecer maior sombreamento, promovem maior complexidade estrutural e conseqüentemente maior facilidade dos organismos colonizarem estes ambientes (Perfecto et al. 1996; Perfecto e Vandermeer 2002; Pineda et al. 2005; Faria et al. 2007). Além disso, a similaridade estrutural de alguns sistemas de agricultura, como por exemplo as plantações florestadas, com os fragmentos florestais podem minimizar os efeitos da fragmentação (Lindenmayer et al. 2006) através da redução do efeito de borda (Malcolm 1991; Pardini et al. 2009) e aumento da conectividade estrutural e funcional (Taylor et al. 1993). Essa similaridade estrutural pode tornar as plantações florestadas habitats sustentáveis para determinadas espécies nativas (Gascon et al. 1999; Antogiovanni e Metzger 2005). Por essas razões, as monoculturas florestadas vem sendo apontadas como possíveis conectores de paisagens fragmentadas, o que tem favorecido, nas últimas décadas, a expansão destes ambientes (Fearnside 1998), especialmente em regiões tropicais, perfazendo mais de 140 milhões de hectares de áreas plantadas, grande parte voltada a produção de madeira e fibra (FAO 2005). O Brasil possui cerca de seis milhões de hectares de plantações, sendo 62% somente de eucaliptais, considerada hoje a monocultura silvícola dominante no país (ABRAF 2008). As plantações de seringueira (Hevea brasiliensis Muell. Arg.), outro exemplo desses sistemas agrícolas, encontram-se atualmente em franco processo de crescimento mundial e ocupam o quarto lugar no Brasil em número de áreas plantadas com cerca de 81 mil hectares (ABRAF 2008). No século XIX o Brasil detinha a hegemonia na produção mundial de borracha, dado o grande número de seringueiras nativas da região amazônica (Cortez et al. 2002). Esse processo foi alterado após a Segunda Guerra Mundial, quando o Brasil passou a ser importador, em decorrência da grande expansão dessas plantações no Sudeste da Ásia, que atualmente contém 72% dos 9.7 milhões de hectares plantados no mundo (FAO 2001). A produção brasileira adquiriu um novo crescimento a partir da década de 70 com o plantio de Hevea brasiliensis Muell. Arg. em muitas regiões fora da Amazônia. Atualmente, o estado de São Paulo possui a maior produção de borracha natural, seguido por Mato Grosso e Bahia (Pino et al. 2000). Os argumentos favoráveis à expansão das áreas de plantações de seringueira no Brasil refere-se ao fato do país não ser auto-sustentável na produção de borracha (SBS 2007). Além disso essa monocultura desempenha um papel sócio econômico, atribuído a grande utilização de mão de obra familiar assalariada no plantio, extração e beneficiamento, o que propicia a geração de renda para as populações locais (Pino et al. 2000). Como conseqüência, há fortes perspectivas de crescimento da produção de borracha natural, objetivando suprir as necessidades da indústria nacional e sua exportação, especialmente na faixa leste, dominada pela Floresta Atlântica, (SBS 2007). A Floresta Atlântica representa um dos mais ameaçados Hotspots do mundo pelas elevadas taxas de endemismos e alto grau de ameaça do bioma (Myers et al. 2000). Nas últimas décadas o intenso processo de conversão de suas florestas nativas provocou a redução de mais 88% de sua cobertura original (Ribeiro et al. 2009), constituindo atualmente o bioma em muitos fragmentos florestais menores de 100 ha e poucos blocos contínuos de floresta, circundados por centros urbanos e diferentes sistemas de agricultura (Dean 1995; Di Bitetti et al. 2003), como as plantações florestadas (Pardini et al. 2009). Estudos realizados na Floresta Atlântica com plantações florestadas foram concentrados em plantações de eucaliptais (Mardsen et al. 2001; Vasconcelos 2008), Pinus, Araucaria (Zurita et al. 2006), e sistemas agroflorestais como cabrucas (Faria et al. 2007; Pardini et al. 2009). Em se tratando de plantações de seringueiras, apesar de estabelecida há décadas neste bioma, foram alvo de investigação apenas nos estudos de Accacio (2002) com borboletas frugivoras e Flesher (2006) como pequenos mamíferos, que compararam estes ambientes com diferentes com diferentes sistemas agrícolas. Entretanto, fora do Brasil, mas ainda na região tropical, destacamos os estudos de Beukema et al. (2007) com aves e plantas na Indonésia. Na paisagem onde foi realizado o nosso estudo, situada na região do baixo sul da Bahia, as plantações de seringueira estão sob dois principais regimes de manejo: o primeiro consiste na retirada total da vegetação de sub-bosque e o outro na sua manutenção, o que favorece o estabelecimento de uma capoeira jovem. Este diferencial de manejo pode promover diferentes respostas do papel das plantações de seringueiras, o que não foi considerado nos estudos acima mencionados. A escassez de informações sobre o papel dessas plantações na manutenção das assembléias de espécies e o potencial de expansão dessas plantações nas regiões tropicais, especialmente em áreas dominadas por Floresta Atlântica, requer estudos bem delineados, que avaliem o papel das mesmas na manutenção da diversidade biológica regional. Assim, o presente estudo é o primeiro no Brasil delineado para investigar as respostas das comunidades de borboletas frugívoras, em uma paisagem em mosaico composta por floresta madura, floresta secundária e plantações de seringueiras (Hevea brasiliensis) sob dois regimes de manejo na Floresta Atlântica do sul da Bahia. Dentre os diferentes grupos faunísticos que vem sendo estudos em paisagens fragmentadas, as borboletas (LEPIDOPTERA: INSECTA) têm recebido atenção especial (Brown Jr e Brown 1992; Kremen 1992; Brown Jr e Freitas 2000a, b; Brown Jr e Freitas 2002; Hill e Hamer 2004; Barlow et al. 2007 b, c, d; Uehara et al. 2007), sendo consideradas como um dos grupos mais estudados, visando a identificação de padrões de diversidade da biota terrestre (Robbins e Opler 1996; DeVries e Walla 2001). Participantes dos principais processos ecológicos (competição, mutualismo, predação, herbívoria, dentre outros), possuem alta diversidade de espécies, sensibilidade as variações físicas do ambiente, baixa resiliência, e especificidade as suas plantas hospedeiras (Robbins e Opler 1996; Brown Jr 1997; Brown Jr e Freitas 2000a; DeVries e Walla 2001). / Salvador, Bahia