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Foi utilizado o ranking de provisão de serviços ecossistêmicos elaborado por Ferraz et al. (2014) para cada quadrante de 1 hectare dos remanescentes estudados como um gradiente de distúrbios antrópicos presente dos remanescentes amostrados (Figura 1). O uso deste ranking é possível, pois os autores o elaboraram considerando os fatores ambientais que podem causar influência à conservação da biodiversidade nas florestas tropicais secundárias (e.g., PARDINI et al., 2005; SANTOS et al., 2008; MELO et al., 2013). A dinâmica de degradação e regeneração de cada trecho do remanescente florestal (i.e., representado pela idade média do trecho florestal) e as características da paisagem antrópica circundante (i.e., métricas de uso dominante na vizinhança local da floresta, proximidade florestal e contiguidade florestal), foram considerados para compor um ranking que varia de 3 (i.e, trechos florestais com baixa possibilidade de prover serviços ecossistêmicos) até 13 (i.e, trechos florestais com alta possibilidade de prover serviços ecossistêmicos) nos remanescentes estudados. Já foi comprovado que cada um destes fatores exerce influência na riqueza e composição das assembleias de aves ocorrentes em remanescentes florestais tropicais (Tabela 2), o que torna este ranking também um apropriado indicador do gradiente de distúrbios antrópicos presentes nos remanescentes estudados que pode ser percebido pela avifauna. Devido a distância mínima de 200 metros entre os pontos fixos, nenhum ponto ficou localizado dentro do mesmo quadrante de 1 ha, fazendo com que cada ponto fixo tivesse seu próprio valor de gradiente (ver Figura 1).

medidas por cada métrica. Estas respostas justificam o uso deste ranking como um gradiente de distúrbios antrópicos presentes nos remanescentes estudados. A métrica 1 considera aspectos apenas internos do remanescente, enquanto as métricas 2,3 e 4 consideram aspectos da paisagem em que cada trecho florestal se insere

Métrica ambiental coletada em cada trecho quadrado de 1 hectare nos

remanescentes

Respostas da avifauna 1) Idade média do trecho florestal – Cada trecho

dos remanescentes florestais estudados possuem diferentes históricos de degradação e regeneração da vegetação nativa. Esta métrica foi definida por meio da sobreposição de mapas de usos de solo de diferentes idades (provenientes da interpretação das imagens aéreas históricas), usando a diferença entre o mapa mais recente e o primeiro ano de ocorrência do trecho florestal no mapa do passado. Este métrica pode ser considerada como um indicativo da estruturação florestal existente dentro dos remanescentes. Trechos florestais existentes há mais tempo resultaram num valor de ranking mais elevado.

A ocorrência de aves em remanescentes florestais no tempo presente é dependente das diferentes trajetórias de degradação e regeneração da cobertura florestal, bem como a dinâmica da paisagem (METZGER et al., 2009; LIRA et al., 2012). A idade dos remanescentes florestais (BROOKS et al., 1999; DURÃES et al. 2013) e diferentes estágios sucessionais (e.g., LOURES- RIBEIRO et al., 2011; MODENA et al., 2013) também já foram relatados como fatores que influenciam a riqueza e composição de espécies de aves nos remanescentes.

2) Uso dominante na vizinhança local da floresta

– Para cada trecho florestal de 1ha oito trechos de

1ha vizinhos foram mensurados a fim de calcular a proporção de cobertura florestal existente neste local. Então, esta métrica leva em consideração a posição de cada trecho florestal (e.g., interior ou borda), sendo que trechos totalmente rodeados por floresta resultaram num valor de ranking mais elevado, e trechos mais próximos da borda em valores menores.

A riqueza e composição de espécies de aves no interior e borda dos remanescentes florestais podem ser extremamente diferentes (e.g., CANDIDO JR., 2000; MANU et al., 2007; HANSBAUER et al., 2008a; BANKS-LEITE et al., 2010; ZURITA et al., 2012).

3) Proximidade da floresta – Essa métrica foi

utilizada como substituta da mensuração de conectividade entre os remanescentes florestais da paisagem (MCGARIGAL et al., 2012). Para cada trecho florestal de 1ha foi calculada a média de proximidade com os demais remanescentes florestais na paisagem considerando um buffer de 2km. Assim, trechos florestais mais próximos de demais remanescentes, perfaziam maior conectividade, e favoreciam um valor de ranking mais elevado.

O grau de isolamento de um remanescente florestal pode influenciar na movimentação das aves florestais na paisagem (e.g., AWADE; METZGER, 2008; BOSCOLO et al., 2008; MARTENSEN et al., 2008; MARINI, 2010; BOSCOLO; METZGER, 2011), o que consequentemente irá influenciar nos processos de colonização dos remanescentes (e.g., STOUFFER et al., 2009), e as espécies a serem observadas neles (e.g., ANJOS et al., 2004; ANJOS, 2006; MANU et al., 2007; MARTENSEN et al., 2012).

4) Contiguidade da floresta – Essa métrica traz

para cada trecho florestal de 1ha o tamanho seu do remanescente em relação à UAP (16km2). Assim, trechos florestais inseridos em remanescentes maiores receberam um maior valor desta métrica, o que favoreceu um maior valor do ranking.

O tamanho do remanescente florestal é um fator que determina a riqueza e composição das espécies de aves ocorrentes (ANJOS; BOÇON, 1999; STRATFORD; STOUFFER, 1999; ANJOS et al., 2004; ANJOS, 2006; MANU et al., 2007; MARTENSEN et al., 2008; UEZU; METZGER, 2011; ZURITA; BELLOCQ, 2012).

Cada espécie florestal registrada nos pontos fixos foi classificada quanto sua sensibilidade a distúrbios antrópicos, tanto pela classificação de Parker quanto a classificação local desenvolvida. O objetivo foi checar se a riqueza de espécies de cada nível de sensibilidade, proveniente de cada tipo de classificação, apresentariam relações com o ranking

de provisão de serviços ecossistêmicos (i.e., gradiente de distúrbio antrópico) significativamente diferente. Para isso, assumiu-se que a riqueza ( ) para o k-ésimo gradiente, , seguia a distribuição Poisson com média . Então modelos de regressão Poisson foram ajustados (MCCULLAGH; NELDER, 1989) sendo o preditor linear definido como , considerando o k-ésimo ranking. Finalmente, por meio do teste da razão de verossimilhanças, foi testado se (i.e., o coeficiente angular do preditor linear) era igual ou estatisticamente diferente de zero (p = 0,05). Se fosse diferente de zero significava que haveria relação entre as variáveis. A qualidade do ajuste dos modelos foi avaliada por meio de gráficos meio-normais com envelope simulado (DEMÉTRIO et al., 2014). Todas as análises foram realizadas por meio do software R (R CORE TEAM, 2014). Salienta-se que para esta análise três pontos fixos localizados próximos da borda da UAP C1 não foram utilizados, uma vez que eles não possuíam valores de ranking de serviços ecossistêmicos de Ferraz et al. (2014) disponíveis (ver Figura 1).

Foi fixado como resultado esperado, que a riqueza de espécies da categoria alta sensibilidade apresentaria forte relação positiva com o ranking de serviços ecossistêmicos (i.e., coeficiente angular da regressão significativamente > 0), uma vez que remanescentes pouco degradados podem abrigar espécies florestais mais especialistas (e.g., ANJOS, 2006; DEVELEY; MARTENSEN, 2006; MARTENSEN et al., 2012; ANTUNES et al., 2013). De forma oposta, esperava-se que nenhuma relação seria encontrada entre a riqueza de espécies da categoria baixa sensibilidade com o ranking de serviços ecossistêmicos (i.e., coeficiente angular da regressão = 0), uma vez que estas espécies podem ocorrer em qualquer situação ambiental (e.g., ANJOS, 2006; FRANZ et al., 2010; MARTENSEN et al., 2012). Para a riqueza de espécies da sensibilidade média, esperava-se um resultado intermediário entre as relações apresentadas pelas categorias baixa e alta sensibilidade, ou seja, uma relação positiva com o ranking (i.e., coeficiente angular da regressão significativamente > 0), mas visualmente menor quando comparado com o resultado da alta sensibilidade.