Em relação à correlação entre as variáveis preditoras, apenas percentual de cobertura e área média estão fortemente correlacionadas (r = 0,70) (Tabela 4). Calculando o Fator de Inflação de Variância – VIF com as quatro variáveis preditoras, percentual de cobertura e área média têm os maiores valores, 22,80 e 20,51, respectivamente. Ao eliminar a variável área, o VIF é de 1,23 para percentual de cobertura, 1,01 para distância média, e 1,24 para densidade. Portanto, foram calculados todos os modelos entre as quatro variáveis, mas os modelos que incluíam tanto a variável percentual de cobertura quanto a variável área média foram descartados das análises.
Tabela 4 – Matriz de correlação entre as variáveis preditoras do PC calculada a partir dos valores das métricas nas 19 baciais hidrográficas da Mata Atlântica do Rio Grande do Norte utilizadas na seleção de modelos.
Percentual de cobertura Distância média Área média Distância média -0.01
Área média 0.70 -0.02
As bacias utilizadas na análise possuem entre 4 e 35% de sua área coberta por remanescentes. Basicamente, pode-se agrupar as espécies hipotéticas em dois grupos: o primeiro inclui as espécies com pequena (10 e 50 metros) e média (200 e 500 metros) capacidades de deslocamento, para essas espécies hipotéticas a disponibilidade de habitat é influenciada pelas métricas de configuração e composição de paisagem, apesar de que o modelo com maior peso (wi) inclui apenas métricas da
configuração da paisagem (área média, distância média dos vizinhos e densidade de manchas), o percentual de cobertura não influencia a capacidade de deslocamento de 200 metros (Tabela 5). A métrica área média está incluída no modelo de maior peso das quatro espécies hipotéticas, podendo esses incluírem também a métrica de distância média e de densidade de manchas, juntas ou separadamente. O segundo grupo inclui as espécies hipotéticas com grande capacidade de deslocamento (1000 e 3000 metros), para essas espécies hipotéticas as métricas de configuração da paisagem não estão incluídas nos modelos de menor ∆AIC (<2), o melhor modelo e único modelo com ∆AIC menor que dois inclui apenas a variável cobertura de remanescentes.
Os melhores modelos (∆AIC < 2) são os mesmos para as espécies com pequena capacidade de deslocamento (10 e 50 metros, Tabela 5), no entanto para a capacidade de deslocamento de 10 metros a diferença entre o peso do modelo (wi)
que inclui todas as métricas de configuração da paisagem (Amd (área média) + Di (distância média) + De (densidade de manchas)) e o peso do segundo modelo selecionado (Amd + De) é bem maior do que para a capacidade de deslocamento de 50 metros, onde os modelos Amd + Di + De e Amd + De têm pesos semelhantes. O terceiro modelo inclui a variável de composição da paisagem cobertura (C (cobertura) + Di + De). Nos três modelos com ∆AIC < 2 todas as variáveis são significativas (p < 0,05).
Para as espécies com capacidade de deslocamento de 200 metros, os dois modelos com ∆AIC < 2 incluem apenas métricas de configuração da paisagem. O primeiro modelo inclui as métricas de área média e densidade de manchas, e o segundo modelo inclui também a métrica distância média. No entanto a inclusão dessa terceira métrica aumenta muito pouco a explicação do modelo e essa variável não é significativa (p > 0,05), e o primeiro modelo (Amd + De) tem peso (wi) mais elevado do
que o modelo (Amd + De + Di). Já para a capacidade de deslocamento de 500 metros, o modelo com maior peso inclui as métricas de área média e distância média, no entanto nesse modelo apenas a área média foi significativa (p < 0,05). Os outros dois modelos selecionados incluem o percentual de cobertura, sendo que o segundo tem
apenas a métrica de composição de paisagem e o terceiro também a métrica de densidade de manchas, mas essa não é significativa (p > 0,05).
As métricas percentual de cobertura, área média e densidade de manchas estão positivamente correlacionadas com a disponibilidade de habitat, e apenas a métrica distância média é negativamente correlacionada com a disponibilidade de habitat (Figura 4; Tabela 5; Anexo 2: Figura 2). No modelo com maior peso para as espécies com capacidades de deslocamentos pequena e média, a área média é a variável que possui a relação mais forte com o PC (Figura 4A e 4B).
Tabela 5 – Disponibilidade de habitat (PC) das bacias da Mata Atlântica do Rio Grande do Norte em função das métricas de paisagem percentual de cobertura (C), área média (ha) (Amd), distância média (m) (Di) e densidade de manchas (nº/100ha) (De). Seleção de modelos com base no Critério de Informação de Akaike (AIC). Análises separadas para seis espécies hipotéticas com capacidade de deslocamento de 10 m, 50 m, 200 m, 500 m, 1000 m e 3000 m. Estão incluídos os resultados das análises de seleção de modelo: AIC, ∆AIC, wi (peso do
modelo) e r2; e os resultados de regressões lineares de cada um dos modelos: p, F, α e β padronizado. A tabela apresenta apenas os modelos com ∆AIC menor que dois. Todos os modelos estão apresentados na Tabela 1 do Anexo 2. Número de bacias nas análises: n = 19.
Modelo AIC ∆AIC wi R2 Inter. (α) Β pad. F P
a) Capacidade de deslocamento = 10 m Amd + Di + De 21,42 0 0,37 0,78 - 4,03 < 0,01 Amd 0,87 41,23 < 0,01 Di -0,26 5,60 0,03 De 0,31 5,98 0,03 Amd + De 22,78 1,36 0,19 0,71 - 4,41 < 0,01 Amd 0,88 33,59 < 0,01 De 0,34 5,65 0,03 C + Di + De 22,79 1,38 0,18 0,76 - 4,53 < 0,01 C -0,09 36,26 < 0,01 Di 0,97 5,46 0,03 De 0,40 6,36 0,02 b) Capacidade de deslocamento = 50 m Amd + Di + De 19,60 0 0,31 0,79 - 4,10 < 0,01 Amd 0,89 43,07 < 0,01 Di -0,22 4,50 0,05 De 0,39 9,75 < 0,01 Amd + De 19,75 0,15 0,28 0,75 - 4,41 < 0,01 Amd 0,90 37,40 < 0,01 De 0,41 9,39 < 0,01 C + Di + De 20,82 1,22 0,17 0,78 - 2,74 < 0,01 C 0,92 43,71 < 0,01 Di -0,28 4,42 0,05 De -0,29 4,68 0,05 c) Capacidade de deslocamento = 200 m Amd + De 12,22 0 0,37 0,80 - 4,26 < 0,01 Amd 0,92 47,57 < 0,01 De 0,48 16,80 < 0,01 Amd + Di + De 13,75 1,52 0,17 0,82 - 4,06 < 0,01 Amd 0,91 50,16 < 0,01 Di -0,15 2,95 0,11 De 0,47 16,64 < 0,01 d) Capacidade de deslocamento = 500 m Amd + Di 3,94 0 0,35 0,85 - 2,90 < 0,01 Amd 0,76 23,31 < 0,01 Di -0,13 0,65 0,43 C 4,89 0,95 0,22 0,82 - 3,11 < 0,01
C 0,90 76,37 < 0,01 C + De 5,72 1,78 0,15 0,84 - 2,93 < 0,01 C 0,98 81,69 < 0,01 De -0,16 2,18 0,16 e) Capacidade de deslocamento = 1000 m C -3,10 0 0,59 0,87 - 2,98 < 0,01 C 0,93 116,21 < 0,01 f) Capacidade de deslocamento = 3000 m C -12,84 0 0,65 0,92 - 2,79 < 0,01 C 0,96 185,86 < 0,01
Figura 4 – Parciais da análise de regressão para cada uma das variáveis preditoras do modelo com maior peso (wi; Tabela 5) da seleção de modelos com base no Critério de Informação de
Akaike (AIC) da disponibilidade de habitat (PC) das bacias da Mata Atlântica do Rio Grande do Norte em função das métricas de paisagem percentual de cobertura (C), área média (ha) (Amd), distância média (m) (Di) e densidade de manchas (nº/100ha) (De). (A) Capacidade de deslocamento de 10 metros, (B) Capacidade de deslocamento de 200 metros e (C) Capacidade de deslocamento de 3000 metros. Gráficos para todas as capacidades de deslocamento são apresentados no Anexo 2:Figura 2.
Área média (ha) Distância média (m) Densidade de manchas (nº/ha) A
Área média (ha) Densidade de manchas (nº/ha) B
Percentual de cobertura C
4. DISCUSSÃO
A disponibilidade de habitat na Mata Atlântica do Rio Grande do Norte é baixa inclusive para as espécies modeladas com alta capacidade de deslocamento, apesar de a situação ser mais crítica à medida que a capacidade de deslocamento diminui. Os valores de disponibilidade de habitat encontrados são semelhantes aos encontrados por Crouzeilles et al. (2014) para a Mata Atlântica do estado do Rio de Janeiro para áreas com percentual de cobertura semelhante aos das bacias do Rio Grande do Norte. Tal fato é consequência da devastação do bioma que ocasionou uma elevada perda de habitat e a alta fragmentação do bioma. Apesar da semelhança nos valores de disponibilidade de habitat entre a Mata Atlântica do Rio Grande do Norte e do Rio de Janeiro para paisagens com percentual de cobertura semelhantes – até 35% de cobertura remanescente – o Rio de Janeiro possui áreas com maior percentual de cobertura, inclusive com paisagens com mais de 50% de cobertura remanescente, com isso a Mata Atlântica do Rio de Janeiro possui áreas com valores de disponibilidade de habitat (Crouzeilles et al. 2014) maiores do que a Mata Atlântica do Rio Grande do Norte. Portanto a baixa disponibilidade de habitat encontrada na Mata Atlântica do Rio Grande do Norte, quando comparada à disponibilidade de habitat da Mata Atlântica do Rio de Janeiro (Crouzeilles et al. 2014), indica a situação crítica para a manutenção de sua diversidade, já que a disponibilidade de habitat está relacionada com a diversidade de espécies da paisagem, tendo em vista ter como base atributos da paisagem como área dos fragmentos e a distância entre-manchas, características estas que estão relacionadas com manutenção da riqueza e a abundância das espécies através dos processos de extinção local e recolonização (Hanski & Ovaskeinen 2000) além da relação do PC com a capacidade de metapopulação da paisagem (Saura & Rubio, 2010; Crouzeilles et al., 2015).
Não há nenhuma avaliação sobre a capacidade de deslocamento entre manchas de diferentes espécies para a Mata Atlântica do Rio Grande do Norte. Os valores de capacidade de deslocamento utilizados nesse estudo estão de acordo com outros realizados em outras regiões do bioma. Para espécies de pequenos mamíferos (marsupiais e roedores), a capacidade de deslocamento varia entre 50 e 640 metros (Crouzeilles, 2010; Pires & Fernandez, 1999; Pires et al., 2002; Lira et al. 2007; Forero-Medina & Vieira, 2009; Prevedello & Vieira 2010; Passamani & Fernandez, 2011). Podemos, portanto, considerar essas espécies de pequenos mamíferos como exemplos das espécies hipotéticas de pequena e média capacidade de deslocamento. Esses trabalhos concentram-se na região Sul/Sudeste do Brasil, e entre as espécies de pequeno mamíferos estudadas, cinco tem indicação de ocorrência para o Rio Grande do Norte (Reis, et al., 2010): os marsupiais Micoureus demerarae (IUCN,
2015; Reis, et al., 2010), Caluromys philander (IUCN, 2015), Metachirus nudicaudatus (IUCN, 2015), e os roedores Rhipidomys mastacalis (Reis, et al., 2010) e Nectomys
squamipes (Reis, et al., 2010) . E outras duas, apesar de não constarem ocorrências
no Rio Grande do Norte, ocorrem na Mata Atlântica da biorregião de Pernambuco (Reis et al., 2010): Didelphis aurita, (marsupial) e Akodon cursor (roedor). Para o grupo das aves, as capacidades de deslocamento de espécies da Ordem Passeriformes na Mata Atlântica das Regiões Sul e Sudeste variam entre 10 e 650 metros (Uezu et al., 2005; Awade & Metzger, 2008; Boscolo et al., 2008; Hansbauer et al., 2008; Marini, 2010). Essas espécies também se enquadram entre as espécies hipotéticas de pequena e média capacidade de deslocamento. Das espécies estudadas, dez espécies ocorrem no Rio Grande do Norte (IUCN, 2015): Sittasomus griseicapillus,
Platyrinchus mystaceus, Basileuterus flaveolus, Lathrotriccus euleri, Sclerurus scansor, Dysithamnus mentalis, Thamnophilus caerulescens, Basileuterus culicivorus, Xiphorhynchus fuscus, Pyriglena leucoptera. Exemplos relatados de espécies com
grande capacidade de deslocamento na Mata Atlântica são algumas espécies de abelhas (Tonhasca-Jr. et al. 2003), que se deslocam 1.300 m, e morcegos (Bianconi et
al., 2006), que se deslocam até 4.900 m.
Os índices de disponibilidade de habitat consideram que além da conectividade inter-mancha clássica, existe também na paisagem a conectividade intra-manchas, a qual está relacionada à quantidade de habitat disponível e ao atributo da mancha (área) (Pascual & Saura, 2006). A diferença entre a disponibilidade de habitat para as espécies com diferentes capacidades de deslocamento indica uma diminuição na conectividade inter-manchas, tendo em vista que a paisagem é a mesma para todas as espécies e a conectividade intra-mancha se mantém.
Apesar da interação entre remoção de remanescentes e capacidade de deslocamento não ser estatisticamente significativa, observou-se que a remoção dos remanescentes promove maiores mudanças no valor da disponibilidade de habitat das espécies com média e grande capacidade de deslocamento, mas pequenas alterações nas espécies com pequena capacidade de deslocamento. Para as espécies com pequena capacidade de deslocamento, é provável que devido ao alto grau de fragmentação da paisagem a distância entre a maioria das manchas seja superior à capacidade de deslocamento dessas espécies mesmo quando estão incluídos todos os fragmentos com área a partir de 1 hectare, que foi o corte base para as análises. Isso indica que populações dessas espécies estão isoladas na paisagem e que a disponibilidade de habitat existente refere-se basicamente ao componente intra- mancha (Pascual & Saura, 2006). Mesmo a remoção dos remanescentes maiores, com área até 50 e 100 hectares, afetam pouco o valor da disponibilidade de habitat.
Portanto, as manchas maiores da paisagem (área maior do que 100 hectares) têm papel essencial para a manutenção do habitat disponível. Conforme o esperado para as espécies com capacidade média de deslocamento, a remoção de remanescentes altera a disponibilidade de habitat, já que para essas espécies há uma maior contribuição da conectividade inter-manchas do que para as espécies com pequena capacidade de deslocamento. No entanto ao contrário do esperado a remoção de remanescentes altera a disponibilidade de habitat das espécies com grande capacidade de deslocamento. A distância entre manchas à medida que os remanescentes são eliminados se torna superior à capacidade de deslocamento dessas espécies. Esses fatos indicam a importância dos remanescentes de menor área para a manutenção da conectividade inter-manchas e consequentemente da disponibilidade de habitat para as espécies com média e grande capacidade de deslocamento.
Os resultados dos testes a posteriori para as análises com remoção de remanescentes mostram que a disponibilidade de habitat não é significativamente distinta para os cortes 1, 3 e 10 hectares. Apenas a partir do corte de 25 hectares há distinção entre eles. Isso pode ser devido ao fato de que os fragmentos com área a partir de 25 hectares além de contribuir com a conectividade inter-manchas, tem uma maior contribuição também na conectividade intra-manchas e que como os remanescentes são removidos cumulativamente, a distância entre as manchas aumenta cada vez mais à medida que os remanescentes de maior área são eliminados.
A disponibilidade de habitat foi calculada com base em paisagem binária, habitat ou matriz, não tendo sido a matriz caracterizada em diferentes usos do solo. Apesar dos trabalhos com disponibilidade de habitat utilizarem essa mesma metodologia (Holvorcem et al., 2011; Crouzeilles et al., 2013; Tambosi & Metzger, 2013; Crouzeilles et al., 2014; Tambosi et al., 2014) devido principalmente à escassez de informações sobre resposta das espécies a diferentes tipos de matriz, a permeabilidade da matriz é distinta dependendo do uso do solo, podendo até ser considerada uma barreira instransponível, o que afeta a conectividade da paisagem. Sendo assim os resultados encontrados apesar de indicarem uma disponibilidade de habitat baixa, ainda assim podem estar superestimados
Os valores de disponibilidade de habitat são semelhantes para todas as bacias, com exceção das bacias de escoamento difuso EDL 16_6 e 16_8 que possuem os maiores valores de disponibilidade de habitat para todas as capacidades de deslocamento. Essas bacias possuem os maiores percentuais de cobertura e são as únicas com mais de 40% da área coberta por remanescentes, além de possuírem
as maiores áreas médias. A bacia EDL 16_6 possui o segundo maior remanescente do estado, e a bacia EDL 16_8 tem parte da RPPN Mata Estrela, também um dos maiores remanescentes do estado (Capítulo I). Em relação às bacias hidrográficas, não incluindo as de escoamento difuso, os maiores valores de disponibilidade de habitat são das bacias dos rios Sagi e Doce para todas as capacidades de deslocamento. A bacia do rio Doce é a bacia hidrográfica que tem maior percentual de cobertura, em torno de 30% no corte de 3 hectares. A bacia do rio Sagi tem em torno de 20% de cobertura remanescente, e é a bacia hidrográfica com maior área média. Essa bacia também possui parte da RPPN Mata Estrela.
De acordo com Andrén (1994) os efeitos da fragmentação ocorrem quando as paisagens possuem um percentual de cobertura menor do que 30%. Abaixo desse percentual a diversidade de espécies passa a ser influenciada não apenas pelo percentual de cobertura mas também pela área dos remanescentes e a distância eles, ou seja pela configuração da paisagem além de sua composição. Como a maioria das bacias do bioma Mata Atlântica do Rio Grande do Norte possuem menos de 30% de área coberta por remanescente e a disponibilidade de habitat está relacionada com a diversidade de espécies, esperava-se uma influência das métricas de configuração da paisagem na disponibilidade de habitat. E isso de fato ocorre para as espécies com pequena (10 e 50 metros) e média (200 e 500 metros) capacidades de deslocamento. Para essas foram selecionados modelos com as métricas de configuração de paisagem além de modelos com a métrica de percentual de cobertura, com exceção da capacidade de deslocamento de 200 metros, em que não há influência da métrica de cobertura. Já para as espécies com grande capacidade de deslocamento (1000 e 3000 metros) apenas a métrica de percentual de cobertura influencia a disponibilidade de habitat. Esse resultado indica que a influência da fragmentação, ou seja, da configuração da paisagem e um possível limiar ligado a essa questão (Andrén,1994; Pardini et al., 2010), depende das características da espécie-alvo. Essa distinção entre espécies com pequena e média capacidade de deslocamento e espécies com grande capacidade de deslocamento ocorre porque as espécies com grande capacidade de deslocamento conseguem acessar um número maior de manchas na paisagem. Para essas espécies a paisagem estaria menos fragmentada funcionalmente. Para as espécies com pequena e média capacidade de deslocamento a conectividade intra- manchas é a mais importante para a manutenção do habitat disponível, uma vez que estão em maior isolamento devido à distância entre as manchas. Como a conectividade intra-manchas está diretamente ligada à métrica de área média dos remanescentes, isso explica o fato dessa métrica estar presente em todos os modelos de maior peso dessas espécies. Além disso para o recorte de 3 hectares a distância entre manchas parece ser em média menor do que a capacidade de deslocamento de
500 m ou maior, visto que métrica de distância entre manchas influencia apenas a disponibilidade de habitat de espécies com pequena e média capacidades de deslocamento. Em paisagens da Mata Atlântica do Rio de Janeiro, em que os valores de disponibilidade de habitat foram semelhantes ao nosso estudo, houve influência das métricas de configuração de paisagem mesmo para as espécies com grande capacidade de deslocamento nos percentuais de cobertura de < 10% e entre 10-30% (Crouzeilles et al.. 2014). Essa diferença encontrada pode estar relacionada com distinções entre a configuração das duas paisagens, mesmo que possuam percentual de cobertura semelhantes, ou às diferentes unidades de paisagens utilizadas, bacia hidrográfica (neste estudo) e hexágonos de 10.000 hectares (em Crouzeilles et al. 2014).
Uma questão importante para a conservação da biodiversidade é entender quais locais são apropriados fazer modificações para aumentar a conectividade da paisagem (Foltête et al., 2014). Isso pode depender da espécie-alvo e da paisagem em questão. Para a Mata Atlântica do Rio Grande do Norte, a manutenção da cobertura florestal existente e em especial dos fragmentos com grande área são fundamentais para a manutenção do habitat disponível para todas as espécies. No entanto, a atual disponibilidade de habitat é muito baixa e coloca em risco a manutenção da biodiversidade do bioma. O aumento da área dos remanescentes e a implantação de elementos (stepping stones e corredores) que minimizem a distância entre as manchas são medidas essenciais para a manutenção das populações de espécies independentemente da capacidade de deslocamento.
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Andrén, H. (1994) Effects of habitat fragmentation on birds and mammals in landscapes with different proportions of suitable habitat: a review. Oikos, 71, 355–366.
Awade, M. & Metzger, J.P. (2008) Using gap-crossing capacity to evaluate functional connectivity of two Atlantic Rainforest birds and their response to fragmentation. Austral Ecology, 33, 863-871.
Bianconi, G.V., Mikich, S.B., Pedro, W.A. (2006) Movements of bats (Mammalia, Chiroptera) in Atlantic Forest remnants in southern Brazil. Revista Brasileira de Zoologia, 23, 1199- 1206.
Boscolo, D., Candia-Gallardo, C., Awade, M., Metzger, J.P. (2008) Importance of interhabitat gaps and stepping-stones for Lesser Woodcreepers (Xiphorhynchus fuscus) in the Atlantic Forest, Brazil. Biotropica, 40, 273-276.
Burnham, K.P. & Anderson, D.R. (2002) Information and likelihood theory: a basis for model selection and inference (Chapter 2). Model Selection and multimodel inference. Springer-Verlag New York, 49-96.
Clauzel, C., Bannwarth, C., Foltete, J.C. (2015) Integrating regional-scale connectivity in habitat restoration: Anapplication for amphibian conservation in eastern France. Journal for Nature Conservation, 23, 98–107.
Crouzeilles, R., Lorini, M.L., Grelle C.E.V (2010) Deslocamento na matriz para espécies da Mata Atlântica e a dificuldade da construção de perfis ecológicos. Oecologia Australis, 14(4), 872-900.
Crouzeilles, R., Lorini, M.L. & Grelle, C.E.V. (2013) The importance of using sustainable use protected areas for functional connectivity. Biological Conservation, 159, 450-457. Crouzeilles, R., Prevedello, A.J., Figueiredo, M.S.L, Lorini, M.L., Grelle, C.E.V. (2014) The
effects of the number, size and isolation of patches along a gradient of native vegetation cover: how can we increment habitat availability? Landscape Ecology, 29, 479-489.
Croizeilles, R., Beyer, H.L., Milss, M., Grelle, C.E.V., Possingham, H.P. (2015) Incorporating habitat availability into systematic planning for restoration: a species-specific approach for Atlantic Forest mammals. Diversity and Distribuitons, 21, 1027-1037.
Devi, B.S.S., Murthy, M.S.R., Debnath, B., Jha, C.S. (2013) Forest patch connectivity diagnostics and prioritization using graph theory. Ecological Modelling, 251, 279– 287. Ernst, B.W. (2014) Quantifying connectivity using graph based connectivity response curves in complex landscapes under simulated forest management scenarios. Forest Ecology and Management, 321, 94–104.
Fahrig, L. (2003) Effects of habitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of Ecology Evolution and Systematics, 34, 487-515.
Foltête, J., Xavier Girardet, X., Clauzel, C. (2014) A methodological framework for the use of landscape graphs in land-use planning. Landscape and Urban Planning, 124, 140- 150.
Forero-Medina, G. & Vieira, M.V. (2009) Perception of a fragmented landscape by Neotropical marsupials: effects of body mass and environmental variables. Journal of Tropical Ecology, 25, 53-62.
Forman, R.T.T. & Godron, M. (1986) Landscape Ecology. Library of Congress Cataloging in Publication Data, 619p.
Hansbauer, M.M., Storch, I., Pimentel, R.G., Metzger, J.P. (2008) Comparative range use by three Atlantic Forest understorey bird species in relation to forest fragmentation. Journal of Tropical Ecology, 24, 291-299.
Hanski, I. & Ovaskainen, O. (2000) The metapopulation capacity of a fragmented landscape. Nature, 404, 755 – 758.
Holvorcem, C.G.D., Tambosi, L.R., Ribeiro, M.C., Sabrina Costa, S., Mesquita, C.A.B. (2011) Anchor Areas to Improve Conservation and Increase Connectivity within the Brazilian “Mesopotamia of Biodiversity”. Natureza & Conservação, 9, 225-231.
IUCN (International Union for the Conservation Nature) (2015) Disponível em http://www.iucnredlist.org/
Lira, P.K., Fernandez, F.A.S., Carlos, H.S.A., Curzio, P.L. (2007) Use of a fragmented landscape by three species of opossum in Southeastern Brazil. Journal of Tropical Ecology, 23, 427-435.
Marini, M.A. (2010) Bird movement in a fragmented Atlantic Forest landscape. Studies on Neotropical Fauna and Environment, 45, 1–10.
Pardini, R., Bueno, A.A., Gardner, T.A., Prado, P.I., Metzger, J.P, (2010) Beyond the fragmentation threshold hypothesis: regime shifts in biodiversity across fragmented landscapes. PLoS ONE, 5(10), e13666.
Pascual-Hortal, L. & Saura, S. (2006) Comparison and development of new graph-based landscape connectivity indices: towards the priorization of habitat patches and