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 ====Resiliência no Monitoramento de Longo Prazo====
-====Bruno Lenhaverde Sandy====
+===Bruno Lenhaverde Sandy===
 O termo resiliência foi introduzido na literatura em 1973 por um ecólogo teórico C. S. Holling no artigo “Resilience and stability of ecological systems” como um meio de entender a dinâmica não-linear observada nos ecossistemas. Desde esta época, o conceito estava relacionado com o termo  “estabilidade” sendo transportado das áreas de Matemática e Física para entender sobre a diversidade biológica relacionada com as funções ecológicas (Peterson et. al., 1998). Ele foi definido na literatura de duas formas distintas (resiliência engenharia e resiliência ecológica), cada uma refletindo diferentes aspectos de estabilidade. Holling enfatizou estes diferentes aspectos de estabilidade para chamar atenção para a distinção entre eficiência e persistência; constância e alteração; predição e não-predição. E definiu como a capacidade de um sistema retornar ao seu estado de equilíbrio após um distúrbio.
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-====Referências Bibliográficas====
+===Referências Bibliográficas===
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+==== Teoria de Biogeografia de Ilhas e sua influência na Ecologia de Paisagem ====
+=== Camila Celestino Hohlenwerger ===
+Compreender como padrões de diversidade são gerados é uma das grandes perguntas gerais da Ecologia (Sutherland et al., 2013). Na década de 60, enquanto a maioria dos padrões de diversidade eram explicados por teoria de nicho, ou por processos de competição ou predação (Klopfer & MacArthur, 1961), a Teoria de Biogeografia de Ilhas proposta por Robert MacArthur e Edward Wilson (1967) surge trazendo consigo uma nova abordagem na qual a interação entre as espécies tem papel menos fundamental na explicação de padrões de diversidade em ambientes insulares (Gotelli, 2009). A Teoria de Biogeografia de Ilhas prevê que o número de espécies em uma ilha está positivamente relacionado ao tamanho da ilha, e que a distância da ilha até a área fonte de espécies mais próxima está inversamente relacionada ao número de espécies (MacArthur & Wilson 1967). Ao alcançar a saturação de espécies da ilha, é instalado um estado de equilíbrio dinâmico, no qual o número de espécies é mantido apesar de a composição de espécies não se manter a mesma. Esse estado de equilíbrio é alcançado através de um balanço entre as taxas de imigração e extinção (Gotelli, 2009).
+A Teoria de Biogeografia de Ilhas é considerada um marco na Ecologia (Begon et al., 2006; Losos & Ricklefs 2010). Além de ressaltar a importância e o potencial que o estudo de ilhas tem para compreensão de padrões biológicos (Losos & Ricklefs 2010), a Teoria se sobressai por apresentar de modo simples como, através de um balanço entre imigração (na qual a distância até a área fonte é o principal fator de influência) e extinção (na qual a área da ilha é o principal fator de influência) é possível se alcançar um equilíbrio dinâmico sem levar em consideração interação entre as espécies (Gotelli, 2009). Nesse contexto, uma das suposições desse modelo de equilíbrio é de que a presença de uma espécie não altera a chance de colonização ou de extinção de outra espécie (Gotelli, 2009).
+A relação espécie-área é considerada uma das poucas leis em Ecologia (Gotelli, 2009), e apesar de ter sido proposta como um modelo que explica o padrão de diversidade de ambientes insulares, seu modelo foi extrapolado no estudo de outros ambientes isolados (MacArthur & Wilson 1967, Gotelli 2009; Losos & Ricklefs 2010). Posteriormente, essa relação espécie-área no modelo de equilíbrio biogeográfico de ilhas passou a ser utilizada também em ambientes terrestres em situação similares a ambientes isolados, como no caso de fragmentos florestais (Metzger, 2001; Losos & Ricklefs 2010). Assim, a Teoria de Biogeografia de ilhas se tornou um dos principais paradigmas norteadores da construção de conhecimentos em Ecologia de Paisagens (Ricketts, 2001). A relação espécie-área trouxe avanços importantes em debates sobre a proteção e escolha de áreas de reserva naturais (Higgs & Usher 1980), onde os fragmentos florestais eram vistos como análogos às ilhas (áreas isoladas) e a matriz como o oceano (ambiente inóspito) (Fahring, 1998; 2003). Desse modo, quanto maiores os fragmentos, maior a quantidade de habitats que este possui e, portanto, maior o número de espécies que este suporta. No entanto, quanto mais isolados os fragmentos, menor a taxa de chegada de espécies. Nesse caso, os fatores limitantes seriam os mesmos propostos pela relação espécie-área no modelo de equilíbrio biogeográfico de ilhas: extinção (área) e imigração (grau de isolamento, distância até a fonte de espécies mais próxima) (Doak et al. 1992; Gotelli, 2009).
+No entanto, posteriormente, a comunidade científica percebeu que não era razoável assumir que matrizes seriam locais inóspitos e, portanto, configurariam isolamento completo aos fragmentos florestais (Ricketts, 2001; Ewers & Didham, 2006; Prevedello & Vieira, 2010). A matriz não deve ser considerada homogênea, mas sim como um mosaico de habitats intermediários ou menos favoráveis à determinadas espécies encontradas nos fragmentos (Ricketts, 2001; Fischer et al., 2005; Prevedello & Vieira, 2010). Matrizes podem inclusive ser manejadas de modo que o seu valor como habitats intermediários seja elevado, permitindo assim que esta seja utilizada por organismos tanto para movimentação entre fragmentos como fonte de recurso alimentar (Vandermeer & Carvajal 2001; Fischer et al., 2005).
+Apesar da negação do pressuposto de que o isolamento de fragmentos florestais seria análogo ao isolamento de ilhas, a Teoria de Biogeografia de Ilhas foi e é fundamental na construção de conhecimentos em Ecologia de Paisagem.  A meu ver, a maioria do conhecimento acumulado em Ecologia de Paisagem sobre fragmentação, perda de habitat, restauração e mais recentemente, sobre como a matriz influencia nas questões anteriores se deve muito ao trabalho de Robert MacArthur e Edward Wilson (1967), e a sua repercussão na comunidade científica. Mais recentemente, estudiosos da Ecologia de Paisagens tentam compreender como diferentes tipos de matriz, com permeabilidades e características físicas e biológicas distintas influenciam na diversidade de espécies em paisagens fragmentadas, acessando assim qual o grau efetivo de isolamento desses fragmentos (Ricketts, 2001; Murphy and Lovett-Doust, 2004; Ewers & Didham, 2006).  A ideia central é tentar compreender como a variação no tipo de matriz influencia os padrões de diversidade, e incorporar esses parâmetros aos modelos já bem estabelecidos que considerem abordagens como de Teoria de Biogeografia de Ilhas (Ricketts, 2001).  A incorporação desses parâmetros de resistência da matriz à Teoria de Biogeografia de Ilhas geram predições testáveis importantes (ex: em matrizes resistentes, ou seja, pouco permeáveis para as espécies, espera-se uma redução na riqueza de espécies em fragmentos isolados), e alternativas de manejo que visem a redução do grau de isolamento efetivo de fragmentos (ex: redução da resistência da matriz facilitando a conectividade entre fragmentos, corredores e step stones) (Simberloff et al. 1992; Ricketts 2001).
+Tenho interesse em compreender como a perda de habitat na escala da paisagem influencia na diversidade, e mais especificamente, como as alterações nessa diversidade influenciam processos ecológicos desempenhados por essas espécies na matriz. Meu projeto de mestrado tenta compreender como que a redução de habitat na paisagem irá influenciar o processo de predação em interfaces de habitat e matriz de pasto. A ideia central é entender como a variação na quantidade de habitat na paisagem influencia processos que estão sendo desenvolvidos na matriz, como no caso, predação de invertebrados em pastos. Entender como que esses processos estão ocorrendo na matriz, e como isso se relaciona com a diversidade de espécies ao longo variação de quantidade de habitat é fundamental para medidas que envolvam prestação de serviços ecossistêmicos por fauna nativa como mecanismo para manutenção de habitat nativo em paisagens antropizadas (Millennium Ecosystem Assessment, 2005).
+== Referências bibliográficas ==
+Begon, M.; Townsend, C.R. & Harper, J.L. 2006. Ecologia: de indivíduos a ecossistemas. 4. ed. – Porto Alegre: Artmed, 2007.
+Doak, D. F., P. C. Marino, P. M. Kareiva. 1992. Spatial scale mediates the influence of habitat fragmentation on dispersal success: implications for conservation. Theoretical Population Biology 41:315–336.
+Ewers, R. M. & Didham, R. K. 2006. Confounding factors in the detection of species response to habitat fragmentation. Biological Reviews 81(1): 117-142.
+Fahrig, L. 1998. When does fragmentation of breeding habitat affect population survival? Ecological Modelling 105 (2-3): 273-292.
+Fahrig, L. (2003). “Effects of habitat fragmentation on biodiversity”. Annual Review of Ecology Evolution and Systematics 34: 487-515.
+ Fischer, F., Fazey, I., Briese, R., D. B. Lindenmayer. 2005. Making the matrix matter: challenges in Australian grazing landscapes. Biodiversity and Conservation 14(3): 561-578.
+Gotelli, N. J. 2009. Ecologia. 4 edição. Editora Planta.
+Higgs, A. J., Usher, M. B. 1980. Should nature reserves be large or small? Nature. 285: 568-569.
+Klopfer, P. H., MacArthur, R. H. 1961. On the causes of species diversity: Niche overlap. The American Naturalist. 95.
+Losos, J. e Ricklefs, R. (Eds.). 2010. The Theory of Island Biogeography Revisited. Princenton University Press.
+MacArthur, R. H., Wilson, E. O. 1967. The theory of island Biogeography. The Princeton University.
+MacArthur, R. H. 1958. Population ecology of some warblers of northeastern coniferous forests. Ecology, 39(4): 599-619.
+Metzger, J.P. 2001. “O que é ecologia de paisagens?”. Biota Neotropica. http://www.biotaneotropica.org.br/v1n12/pt/abstract?thematic-review+BN00701122001 (último acesso 14.01.2015)
+Millennium Ecosystem Assessment. 2005. Ecosystems and Human Well-being: Biodiversity Synthesis (World Resources Institute, 2005).
+Murphy, H. T. & Lovett-Doust. 2004. Context and connectivity in plant metapopulations and landscape mosaics: does the matrix matter? Oikos 105(1): 3-14.
+Prevedello, J. A. & Vieira, M. V. 2010. Does the type of matrix matter? A quantitative review of the evidence. Biodiversity and Conservation 19(5): 1205-1223.
+Ricketts, T. H. 2001. The Matrix Matters: Effective Isolation in Fragmented Landscapes. The American Naturalist 158(1): 87-99.
+Simberloff, D., J. A. Farr, J. Cox, D. W. Mehlman. 1992. Movement corridors: conservation bargains or poor investments? Conservation Biology 6:493–504.
+Sutherland, W. J., Freckleton, R., Godfray, H. C. J., Beissinger, S. R., Benton, T., Cameron, D. D., Carmel, Y.,  Coomes, D. A., Coulson, T., Emmerson, M. C., Hails, R. S., Hays, G. C., Hodgson, D. J., Hutchings, M. J., Johnson, D., Jones, J. P.G., Keeling, M. P., Kokko, H., Kunin, W. E., Lambin, X. E., Lewis, O.T., Malhi, Y., Mieszkowska, M., Milner-Gulland, E. J., Norris, K.,  Phillimore, A. B.,  Purves, D.W., Reid, J. M., Reuman, D. C., Thompson, K., Travis, J. M. J., Turnbull, L.A., Wardle D. A. and Wiegand, T. 2013. Identification of 100 fundamental ecological questions. Journal of Ecology 101(1): 58–67.
+Vandermeer, J., Carvajal, R. 2001. “Metapopulation dynamics and the quality of the matrix.” American Naturalist 158(3): 211-220.
+==== Nicho ecológico e os efeitos da perda de hábitat ====
+=== Júlia Ferrúa dos Santos ===
+Ao longo da história o termo nicho recebeu diversas definições, sendo aprimorado por diferentes autores. Inicialmente foi definido por Grinnell como os recursos e condições necessárias para a sobrevivência de uma determinada espécie. Anos depois, Elton incluiu ao conceito os impactos que o organismo gera no ambiente. E por fim - na década de 50 - Hutchinson cria uma definição matemática de nicho e traz a competição como fator importante para melhor compreendê-lo.  A contribuição da definição de nicho para a teoria ecológica é fundamental e subsidiou boa parte do avanço no conhecimento em ecologia de comunidades, sendo o processo de construção do conceito tão importante quanto o próprio conceito.
+A palavra nicho foi utilizada pela primeira vez por Roswell Johnson em seu trabalho publicado em 1910. Nele, Johnson se referia a nicho como um recurso espacial utilizado pelas espécies (Johnson, 1910). Entretanto, foi Joseph Grinnell que pela primeira vez incluiu o termo em um programa de pesquisa, descrevendo o nicho de diversas espécies de aves e mamíferos (Grinnell & Swarth, 1913). Em seus estudos, ele comparou comunidades de diferentes localidades geográficas e percebeu que poderia haver uma equivalência ecológica entre alguns organismos. Além disso, concluiu também que em determinados locais poderia haver nichos vazios Ele listou diversos fatores ambientais que fariam parte do nicho e considerou também as adaptações fisiológicas e comportamentais geradas como respostas a estes fatores. Para Grinnell, o nicho representava as condições e recursos necessários para a existência de uma espécie, estando intimamente ligado à ideia de exclusão competitiva.
+Enquanto Grinnell enfatizava os aspectos ambientais em sua definição, Charles Elton (Elton, 1927) criou uma abordagem que considerava também os potenciais impactos dos organismos sobre o ambiente como parte do nicho. Ele criou uma definição de nicho voltada ao papel do organismo no ambiente, gerando assim uma abordagem mais funcional. Nicho não seriam apenas as condições e recursos consumidos por um organismo, mas também como este organismo modifica o ambiente onde está inserido. Elton deu grande importância à ecologia trófica e ao tamanho do corpo das espécies (Leibold, 1995). Ele acreditava que o tamanho do corpo poderia refletir nas exigências ambientais e aspectos ecológicos do organismo (e.g. efeitos na termorregulação, potenciais predadores, escolha de alimentos). Através dos aspectos da ecologia alimentar, Elton poderia agrupar espécies de acordo com que tipo de alimento que consumiam, usando esta informação como forma de compreender os impactos gerados no ambiente.
+Em 1957, George E. Hutchinson formaliza a definição de nicho como um atributo da espécie e não do ambiente, matematizando a mesma como um espaço n-dimensional, onde cada dimensão corresponderia a uma condição ou recurso (Schoener, 2009). Uma definição enfocando explicitamente as necessidades da espécie, porém sua discussão quanto à competição possui um apelo mais relacionado com os impactos e papel desempenhado pelos organismos (Leibold, 1995). Em seus estudos, Hutchinson aborda a similaridade de nicho de espécies simpátricas buscando compreender como a competição poderia afetar o nicho, reduzindo a sobreposição. A definição de Hutchinson gerou uma maneira precisa e quantitativa de caracterizar nicho ecológico. Ao contrário do que Grinnel e Elton acreditavam, para ele não há nicho vazio (Schoener, 2009). Foi Hutchinson que criou os termos “nicho fundamental” e “nicho realizado”, definindo como nicho realizado a porção do nicho fundamental que não se sobrepõe com o de outras espécies (Schoener, 2009). Dessa forma, Hutchinson mudou o enfoque do nicho de um atributo do ambiente para um atributo da própria espécie.
+Na década de 60, Robert MacArthur e Richard Levis propuseram uma extensão da abordagem de Hutchinson através do conceito de distribuição da utilização do recurso, onde um nicho é definido para uma população específica, sendo equivalente à frequência de utilização de um recurso (Schoener, 2009). Dessa forma, se torna possível quantificar taxas de sobreposição no consumo de determinado recurso. Uma das mais recentes definições para nicho foi proposta por Matthew Leibold e Jonathan Chase em 2003, onde foi retirado da teoria do nicho um enfoque apenas na competição e em interações locais. Leibold e Chase definiram nicho como a soma das respostas de um organismo e seus impactos, citando recursos, predadores e estresses ambientais como fatores importantes na determinação do nicho.
+No meu projeto, eu busco compreender o efeito da perda de hábitat no nicho de pequenos mamíferos. Para responder minha pergunta, utilizo aspectos relacionados à ecologia trófica dos animais. Muitos estudos abordam os efeitos da perda de hábitat (e.g. perda de biodiversidade, diminuição de biomassa, extinção de espécies), entretanto tópicos relacionados a alterações dos nichos ocupados pelos organismos são pouco explorados.
+A perda de hábitat e a fragmentação de ecossistemas florestais são consideradas umas das principais causas de extinção de espécies. Uma vez que a área disponível de habitat é reduzida, há um aumento de distúrbios como efeitos de borda e perda de conectividade, de forma que o isolamento entre populações é intensificado (Fahrig 2003). A susceptibilidade de diversas espécies à alteração do habitat pode não estar apenas relacionada a questões demográficas, mas também às redes de interações mantidas entre diferentes espécies (Allesina & Bodini 2004).
+A disponibilidade de recursos é um dos fatores afetados pela perda de hábitat (Tabarelli et al. 1999; Crist et al. 2006), e esta pode ser uma das causas pelas quais espécies de vertebrados se tornam sensíveis a mudanças no habitat. Ao mesmo tempo, alterações na disponibilidade de recursos pode desencadear uma variação na dieta de espécies de vertebrados (Nour et al. 1998; Abba et al. 2011), e consequentemente afetar funções ecossistêmicas como polinização, predação de sementes e controle de pragas (Pineda et al. 2005, Fleury & Galetti 2006). Os efeitos da perda de habitat sobre a ecologia alimentar é, portanto, um importante ponto a ser compreendido, pois leva a um maior conhecimento sobre o funcionamento do ecossistema (Cagnolo et al. 2009).
+== Referências Bibliográficas ==
+Abba, F.; Morellet, N.; Hewison, A. J. M.; Merlet, J.; Cargnelutti, B.; Lourtet, B.; Angibault, J. M.; Daufresne, T.; Aulagnier, S.; Verheyden, H. 2011. Landscape fragmentation generates spatial variation of diet composition and quality in a generalist herbivore. Oecologia, 167:401-411.
+Allesina, S. & Bodini, A. 2004. Who dominates whom in the ecosystem? Energy flow bottlenecks and cascading extinctions. Journal of Theoretical Biology, 230:351–358.
+Cagnolo, L; Valladares, G.; Salvo, A.; Cabido, M.; Zak, M. 2009. Habitat fragmentation and species loss across three interacting trophic levels: Effects of life-history and food-web traits. Conservation Biology, 23(5):1167-1175.
+Crist, T. O.; Pradhan-Devare, S. V.; Summerville. 2006. Spatial variation in insect community and species responses to habitat loss and plant community composition. Oecologia, 147:510-521.
+Elton, C. S. 1927. Animal Ecology. New York: The Macmillan Company, 207pp.
+Fahrig, L. 2003. Effects of hábitat fragmentation on biodiversity. Annual Review of Ecology, Evolution and Systematics, 34: 487-515.
+Fleury, M. & Galetti, M. 2006. Forest fragment size and microhabitat effects on palm seed predation. Biological Conservation, 131:1-13.
+Grinnell, J. & Swarth, H. S. 1913. An account of the birds and mammals of the San Jacintoarea of southern California with remarks upon the behavior of geographic races on the margins of their habitats. University of California Publications in Zoology, 10(10):197-406.
+Johnson, R. H. 1910. Determinate evolution in the color-pattern of the lady-beetles. Washington: Carnegie Instiution of Washington, 103pp.
+Leibold, M. A. 1995. The niche concept revisited: mechanistic models and community context. Ecology, 76(5):1371-1382.
+Nour, N.; Currie, D.; Matthysen, E.; Van Damme, R.; Dhondt. 1998. Effects of habitat fragmentation on provisioning rates, diet and breeding success in two species of tit (great tit and blue tit). Oecologia, 114:522-530.
+Pineda, E.; Moreno, C.; Escobar, F. & Halffter, G. 2005. Frog, bat, and dung beetle diversity in the Cloud Forest and coffee agroecosystems of Veracruz, Mexico. Conservation Biology, 19(2):400-410.
+Schoener, T. W. Ecological niche. Cap. I.1. In. Levin, A. A. 2009. The Princeton Guide to Ecology, p.842.
+Tabarelli, M.; Mantovani, W.; Peres, C. A. 1999. Effects of habitat fragmentation on plant guild structure in the montane Atlantic forest of southeastern Brazil. Biological Conservation, 91:119-127.
+==== Resiliência Ecológica e Sócio-ecológica ====
+=== Paula Elias Moraes ===
+No final da década de 60, Lewontin (1969) propôs a existência de estados estáveis alternativos em comunidades e ecossistemas, contrapondo a ideia, até então vigente, que no equilíbrio só há um ponto de estabilidade (Scheffer 2009). Por algumas décadas, a ideia de Lewontin (1969) se manteve no campo da teoria, inclusive alguns modelos teóricos surgiram dando apoio à existência de estados estáveis alternativos (Holling 1973; May 1977). Entretanto o crescente interesse dos ecólogos acerca desse tema tem levado ao aumento no número de estudos empíricos evidenciando que um sistema pode mudar para outro estado estável (Dublin et al. 1990; Persson et al. 2007; Levin e Lubchenco 2008; Staver et al. 2011; Hirota et al. 2011). Além disso, os sistemas ecológicos não respondem somente de forma linear, previsível e controlável as perturbações (Folke et al 2002), mas estão sujeitos as imprevisibilidades impostas pelo meio, respondendo de forma não linear e brusca, ou seja, a partir de transições críticas (Scheffer et al. 2001; Scheffer 2009). As mudanças bruscas em um sistema são, geralmente, impossíveis de serem previstas e demandam grande investimento para serem revertidas (Folke et al. 2002).
+Sabe-se que a estabilidade nos sistemas dinâmicos corresponde à persistência do sistema próximo do seu estado de equilíbrio e pode ser medida pela resiliência (Gunderson 2000; Levin 2009). A resiliência de um sistema pode ser definida de duas formas, refletindo diferentes aspectos da estabilidade (Gunderson 2000). Pela definição mais tradicional, “engineering resilience” (Holling 1996) é o tempo que o sistema leva para retornar ao ponto de equilíbrio estável após uma perturbação. Tal definição implica na existência de uma estabilidade global ao redor de um único ponto de equilíbrio (Figura 1A). “Engineering resilience” é usada pelos físicos, matemáticos e engenheiros que estudam sistemas dinâmicos simples. Em contrapartida, Holling (1973) descreve a existência de múltiplos estados de equilíbrio ou bacias de atração em um sistema, implicando na inexistência de estabilidade global (Figura 1B). Neste sentido, a resiliência é a capacidade de um sistema absorver um distúrbio sem mudar de estado e Holling (1996) se refere a essa definição como “ecological resilience”. “Ecological resilience” é usada em sistemas ecológicos que são complexos e possuem estados alternativos presentes em questões de cunho ambiental (e.g. perda da biodiversidade, mudanças climáticas, restauração ecológica e desenvolvimento sustentável) (Holling 1996). De uma forma geral, a “engineering resilience” foca na manutenção da eficiência das funções (ou relações) e constância em um sistema e na previsibilidade do meio, enquanto que a “ecological resilience” foca na manutenção da existência das funções e mudança em um sistema e na imprevisibilidade do meio (Petterson et al. 1998).
+{{:ensaios:1.png?|Figura 1. Modelos fazem analogia da estabilidade do sistema com uma bola (sistema) em fundo de vale (estado de equilíbrio ou bacia de atração). Pela definição de “engineering resilience” (A), a bola localizada no fundo do vale representa o único ponto de equilíbrio estável no sistema. Pela definição de “ecological resilience” (B), há múltiplas bacias de atração no sistema. Neste caso, o sistema possui dois possíveis estados estáveis separados por um ponto de equilíbrio instável. Bolas branca e preta representam o sistema em equilíbrio instável e estável, respectivamente. }} {{:ensaios:2.png?|Figura 1. Modelos fazem analogia da estabilidade do sistema com uma bola (sistema) em fundo de vale (estado de equilíbrio ou bacia de atração). Pela definição de “engineering resilience” (A), a bola localizada no fundo do vale representa o único ponto de equilíbrio estável no sistema. Pela definição de “ecological resilience” (B), há múltiplas bacias de atração no sistema. Neste caso, o sistema possui dois possíveis estados estáveis separados por um ponto de equilíbrio instável. Bolas branca e preta representam o sistema em equilíbrio instável e estável, respectivamente. }}
+A existência de estados alternativos tem profundas implicações na forma como o sistema se comporta frente às mudanças ambientais. Os sistemas ecológicos podem responder de forma gradual às mudanças ambientais (Figura 2A), ser tolerantes ao longo do gradiente ambiental e responder fortemente nos níveis críticos (Figura 2B) ou, em situações extremas, podem mudar bruscamente para outro estado de equilíbrio, a partir de uma transição catastrófica (Figura 2C) (Scheffer 2009). De acordo com o gráfico c, a passagem brusca do estado I para o II ocorre sob a condição x1 e para que o sistema retorne ao estado inicial é preciso que as condições ambientais sejam restauradas a um ponto crítico bastante anterior (x2) ao ponto crítico antes do colapso. Assim, a mudança de um estado alternativo para outro em diferentes condições críticas é a chamada histerese (Van Nes e Scheffer 2004; Scheffer 2009). Nesses sistemas, a resiliência diminui com a proximidade dos pontos críticos (x1 e x2), de forma que pequenas perturbações podem desencadear a mudança brusca de estado (Scheffer et al. 2009). Há dois obstáculos em estudos de sistemas com histerese: (i) impossibilidade em prever os pontos críticos e (ii) requerimento de grandes investimentos para restaurar um sistema ao seu estado inicial (Scheffer et al. 2001; Folke et al. 2002).
+{{:ensaios:3.jpg?300|Figura 2. Representação gráfica dos 3 tipos de comportamentos dos sistemas sob diversas condições ambientais. Nos gráficos A e B existe um ponto de equilíbrio para certa condição ambiental, enquanto que no gráfico C podem existir 3 pontos de equilíbrio para uma mesma condição ambiental. A linha tracejada corresponde ao estado de equilíbrio instável que delimita as bacias de atração dos 2 estados alternativos estáveis.}} {{:ensaios:4.jpg?300|Figura 2. Representação gráfica dos 3 tipos de comportamentos dos sistemas sob diversas condições ambientais. Nos gráficos A e B existe um ponto de equilíbrio para certa condição ambiental, enquanto que no gráfico C podem existir 3 pontos de equilíbrio para uma mesma condição ambiental. A linha tracejada corresponde ao estado de equilíbrio instável que delimita as bacias de atração dos 2 estados alternativos estáveis.}} {{:ensaios:5.jpg?300|Figura 2. Representação gráfica dos 3 tipos de comportamentos dos sistemas sob diversas condições ambientais. Nos gráficos A e B existe um ponto de equilíbrio para certa condição ambiental, enquanto que no gráfico C podem existir 3 pontos de equilíbrio para uma mesma condição ambiental. A linha tracejada corresponde ao estado de equilíbrio instável que delimita as bacias de atração dos 2 estados alternativos estáveis.}}
+Estudos apontam que a diversidade biológica parece aumentar a resiliência de um ecossistema, o que é importante para garantir a sua integridade. (Walker 1995; Tilman et al. 1996; Walker et al. 1999; Peterson et al. 1998; Elmqvist et al. 2003). Entende-se por diversidade biológica: a diversidade de grupos funcionais no ecossistema e a diversidade de espécies dentro de cada grupo funcional. As espécies podem ser divididas em grupos funcionais baseados em seus papéis ecológicos (e.g. decompositores, polinizadores e dispersores de sementes) que contribuem para o funcionamento do ecossistema (Clarke 1954). Dentro desse contexto, um conceito importante é a redundância ecológica (i.e. espécies ecologicamente similares no mesmo grupo funcional), de forma que, se uma espécie desaparecer, a sua função ecológica não estará perdida, caso haja outra espécie que desempenhe a mesma função (Walker 1992; Walker 1995; Peterson et al. 1998). Neste sentido, a diversidade de espécies dentro do grupo funcional é importante porque as espécies apresentam diversidade de respostas frente a uma mudança ambiental, contribuindo, novamente, para a manutenção de uma função no ecossistema (Norberg et al. 2001; Luck et al. 2003).
+Grande parte dos produtos que utilizamos no dia-a-dia para nosso conforto e sobrevivência vem dos serviços ecossistêmicos (e.g. clima ameno, água, ar, alimento e combustível) presentes nos sistemas ecológicos. No entanto, a provisão de serviços ecossistêmicos pode ser comprometida pelas mudanças ambientais causadas pelo homem (Elmqvist et al. 2003). Estudos em recifes de corais, lagos, oceanos, florestas e regiões áridas evidenciam que as atividades antrópicas alteram a resiliência desses ecossistemas, causando mudanças bruscas de estado (Scheffer et al. 2001; Gunderson 2000; Folke et al 2004). As atividades antrópicas diminuem a resiliência nos ecossistemas, removendo a diversidade de respostas, grupos funcionais ou níveis tróficos inteiros e alterando a magnitude, frequência e duração dos distúrbios. Essas atividades podem ter efeitos sinergéticos, tornando o ecossistema mais vulnerável às mudanças que antes podiam ser absorvidas (Folke et al. 2002). Consequentemente, pequenos distúrbios já podem desencadear mudanças de estado bruscas, indesejadas e, muitas vezes, irreversíveis, comprometendo a provisão de serviços ecossistêmicos (Folke et al. 2004).
+Com a crescente transformação dos ecossistemas pelo homem tem se dado maior importância para estudos que abordam os sistemas social e ecológico de forma integrada (Folke et al. 2002). Além da “ecological resilience” e “engineering resilience” citadas nos parágrafos anteriores, há também a “social-ecological resilience” que inclui o conhecimento dos moradores locais para um melhor entendimento do ecossistema (Berkes et al. 2000; Olsson e Folke 2001). Esse conceito pode ser interpretado como: (i) a quantidade de distúrbio que um sistema pode absorver e continuar no mesmo estado; (ii) o grau que o sistema é capaz de se reorganizar; (iii) o grau que o sistema pode construir e aumentar a capacidade de aprendizado e adaptação (Folke 2006). Neste sentido, espera-se que os sistemas social e ecológico estejam em um mesmo estado de equilíbrio, sendo fundamental o aprendizado e adaptação da população humana frente às imprevisíveis mudanças ambientais que podem ocorrer no ecossistema (Folke 2006).
+O objetivo do meu projeto de mestrado é avaliar o efeito sinergético da perda do habitat e da caça sobre a persistência de espécies de mamíferos de maior porte em região de fronteira agrícola da Amazônia Oriental, a partir de entrevistas com os moradores locais. Os diferentes tipos de distúrbios antrópicos (e.g. caça, extração de produto florestal madeireiro, agricultura de corte e queima, perda e fragmentação de habitat) comumente ocorrem simultaneamente em paisagens de florestas tropicais, de forma que seus efeitos podem ser sinergéticos (Laurence e Peres 2006; Peres et al. 2010). Além disso, segundo Holling (1973), resiliência é a propriedade do sistema e a persistência ou probabilidade de extinção é o resultado da diminuição da resiliência. Pode-se pensar que as ameaças que resultam em perda de espécies tornam as populações pouco resilientes e a diminuição linear nas abundâncias das espécies dá lugar ao colapso repentino e imprevisível. Assim, a interação entre perda de habitat e caça deve ocorrer porque em fragmentos florestais menores os mamíferos apresentam populações pequenas, vulneráveis e mais acessíveis aos caçadores em relação às florestas contínuas (Chiarello 1999; Laurance et al. 2000).
+A perda de populações de mamíferos pode ter implicações para a dinâmica de florestas tropicais, uma vez que esses animais exercem funções ecológicas chaves. Muitos são polinizadores e dispersores de sementes (Asquith et al. 1997; Stoner et al. 2007) e alguns são predadores de topo, podendo desencadear cascatas tróficas (Hairston et al. 1960; Roemer et al. 2009; Terborgh e Estes 2010). Além de sua importância ecológica, os mamíferos são também importantes para o homem por serem fonte importante de alimento para populações próximas as florestas tropicais (Dwyer e Minnegal 1991; Redford 1992; Wilkie e Carpenter 1999). Com isso, o conceito de resiliência tem se tornado fundamental em ações de manejo de recursos naturais (Folke et al. 2002). De forma que, um manejo efetivo requer um bom entendimento sobre a dinâmica do ecossistema e o bem-estar da população humana, a partir da exploração sustentável das espécies.
+== Referências Bibliográficas ==
+Asquith NM, Wright SJ, Clauss MJ (1997) Does mammal community composition control recruitment in Neotropical Forests? Evidences from Panama. Ecology 78(3): 941-946.
+Berkes F, Folke C (2000) Linking Social and Ecological Systems: Management Practices and Social Mechanisms for Building Resilience. Cambridge University Press.
+Clarke GL (1954) Elementes of Ecology. Harvard University and Woods Hole Oceanographic Institution.
+Chiarello AG (1999) Effects of fragmentation of the Atlantic forest on mammal communities in south-eastern Brazil. Biological Conservation 89: 71-82.
+Dublin HT, Sinclair ARE & McGlade J (1990) Elephants and fire as causes of multiple stable states in the Serengeti–Mara woodlands. J. Anim. Ecol. 59: 1147-1164.
+Elmqvist T, Folke C, Nyström M, Peterson G, Bengtsson J, Walker B, Norberg J (2003) Response diversity, ecosystem change, and resilience. The Ecological Society of America: 488-494.
+Folke C, Carpenter S, Elmqvist T, Gunderson L, Holling CS, Walker B (2002) Resilience and Sustainable Development: Building Adaptive Capacity in a World of Transformations. Ambio 31(5): 437-440.
+ Folke C, Carpenter S, Walker B, Scheffer M, Elmqvist T, Gunderson L, Holling CS (2004) Regime shifts, resilience, and biodiversity in ecosystem management. Annu. Rev. Ecol. Evol. Syst. 35: 557–81.
+Folke C (2006) Resilience: The emergence of a perspective for social–ecological systems analyses. Global Environmental Change 16: 253–267.
+Gunderson LH (2000) Ecological resilience—in theory and application. Annu. Rev. Ecol. Syst. 2000. 31:425–39.
+Hairston NG, Smith FE, Slobodkin LB (1960) Community Structure, Population Control, and Competition. The American  Naturalist 94(879): 421-425.
+Hirota MH, Van Nes EH, Scheffer M (2011) Global Resilience of Tropical Forest and Savanna to Critical Transitions. Science 334(6053): 232-235.
+Holling CS (1973) Resilience and stability of ecological systems. Annual Review of Ecology and Systematics 4: 1–23.
+Holling CS (1996) Engineering resilience versus ecological resilience. In: Schulze PC (Ed). Engineering within ecological constraints. Washington DC: National Academy Press.
+Laurance WF, Vasconcelos HL, Lovejoy TE (2000) Forest loss and fragmentation in the Amazon: implications for wildlife conservation. Oryx 34(1): 39-45.
+Levin SA (2009) The Princeton Guide to Ecology. Princeton University Press.
+Levin SA, Lubchenco J (2008) Resilience, Robustness, and Marine Ecosystem-based Management. BioScience 58(1): 27-32.
+Lewontin RC (1969) The meaning of stability. Brookhaven Symp. Biol. 22: 13-23.
+Luck GW, Gretchen CD, Ehrlich PR (2003) Population diversity and ecosystem services. TRENDS in Ecology and Evolution 18: 331-336.
+May RM (1977) Thresholds and breakpoints in ecosystems with a multiplicity of stable states. Nature 269: 471-477.
+Norberg J, Swaney DP, Dushoff J, Lin J,  Casagrandi R, Levin SA (2001) Phenotypic diversity and ecosystem functioning in changing environments: A theoretical framework. PNAS 98(20).
+Olsson P, Folke C (2001) Local Ecological Knowledge and Institutional Dynamics for Ecosystem Management: A Study of Lake Racken Watershed, Sweden.  Journal Ecosystems 4(2): 85-104.
+Peres CA, Laurance WF (2006) Synergistic effects of simultaneous environmental changes. In: Peres CA, Laurance WF, editors. Emerging threats to tropical forests: University of Chicago Press: 81-86.
+Peres CA, Gardner TA, Barlow J, Zuanon J, Michalski F et al. (2010) Biodiversity conservation in human-modified Amazonian forest landscapes. Biological Conservation 143: 2314-2327.
+Persson L, Amundsen PA, De Roos AM, Klemetsen A, Knudsen R, Primicerio R (2007) Culling Prey Promotes Predator Recovery – Alternative States in a Whole – Lake Experiment. Science 316: 1743-1746.
+Peterson G, Allen CR, Holling CS (1998) Ecological Resilience,Biodiversity, and Scale. Ecosystems 1: 6–18.
+Redford KH (1992) The Empty Forest. BioScience 42(6): 412-422.
+Roemer GW, Gompper ME, Valkenburgh BV (2009) The Ecological Role of the Mammalian Mesocarnivore. BioScience 59(2): 165-173.
+Scheffer, M (2009). Critical Transitions in Nature and Society, Princeton University Press.
+Scheffer M, Carpenter S, Foley JA, Folke C, Walker B (2001). Catastrophic shifts in ecosystems. Nature 413: 591-596.
+Staver AC, Archibald S, Levin SA (2001) The Global Extent and Determinants of Savanna and Forest as Alternative Biome States. Science 334: 230-232.
+Stoner KE, Vulinec K, Wright SJ, Peres CA (2007) Hunting and plant community dynamics in tropical forests: a synthesis and future directions. Biotropica 39(3): 385-392.
+Tilman D, Wedin D, Knops J (1996) Productivity and sustainability influenced by biodiversity in grasslands ecosystems. Nature 379: 718-720.
+Van Nes EH, Scheffer M (2004) Large Species Shifts Triggered by Small Forces. The American Naturalist 164(2): 255-266.
+Walker BH (1992) Biological diversity and ecological redundancy. Conservation Biology 6: 18–23.
+Walker BH (1995) Conserving Biological Diversity through Ecosystem Resilience. Conservation Biology 9(4): 747-752.
+Walker BH, Kinzig A, Langridge J (1999). Plant Attribute Diversity, Resilience, and Ecosystem Function: The Nature and Significance of Dominant and Minor Species. Ecosystems 2: 95–113.
+Wilkie DS, Carpenter JF (1999) Bushmeat hunting in the Congo Basin: an assessment of impacts and options for mitigation. Biodiversity and Conservation 8: 927-955.
+==== Síntese conceitual da ecologia de comunidades e as invasões biológicas ====
+=== Fernando Silvério Ribeiro ===
+A história da ecologia de comunidades não tem um início muito bem definido, mas foi a partir da década de 1960 que a disciplina iniciou um claro desenvolvimento teórico (Vellend, 2010). Ao longo dos anos, inúmeros trabalhos identificaram novos processos importantes na estruturação das comunidades ecológicas, muitas vezes sem a preocupação explícita de integrá-los aos já conhecidos. Apenas em 2010, com o artigo publicado por Vellend, a disciplina parece ter encontrado uma síntese teórica capaz de abarcar todo o conhecimento estabelecido até então. O destaque do trabalho foi estabelecer que apenas quatro processos básicos, individualmente ou em diferentes combinações, são capazes de gerar todos os padrões encontrados. Os quatro processos são: seleção, deriva, especiação e dispersão. O artigo define seleção como diferenças determinísticas de fitness entre indivíduos de diferentes espécies; deriva como mudanças aleatórias na abundância relativa de espécies; especiação como o surgimento de novas espécies; e dispersão como o movimento de organismos pelo espaço.
+Paralelamente ao desenvolvimento da ecologia de comunidades, surgia em 1958, com o trabalho pioneiro de Elton, uma nova área de estudos, as invasões biológicas. A nova disciplina seguiu uma linha própria, com terminologia e conceitos únicos. Assim como na ecologia de comunidades, diversos estudos em sistemas específicos geraram resultados aparentemente contraditórios, levantando a questão de se seria possível alguma generalização teórica. Milbau et al. (2009) afirmaram que provavelmente os cientistas estavam estudando diferentes peças de um mesmo quebra-cabeça e salientam a importância da integração de resultados. Alguns trabalhos tentam abordar essa questão (revisado por Gurevitch et al., 2011), sugerindo diferentes quadros conceituais, potencialmente integradores, para lidar com as invasões biológicas. Um problema apontado pelos autores da revisão é o fato desses quadros conceituais não interagirem explicitamente com outras áreas da ecologia, mantendo, por exemplo, terminologia própria, mesmo quando o significado teórico pode ser melhor compreendido através de outros conceitos já bem estabelecidos na ecologia.
+Apesar de algumas especificidades, como a obrigatoriedade da existência de espécies não nativas, as questões pertinentes às invasões biológicas tem relação com a riqueza, composição e abundância de espécies na comunidade, ou seja, suas perguntas assemelham-se muito às da ecologia de comunidades. Dessa forma, penso que uma maior aproximação entre invasões biológicas e ecologia de comunidades pode ajudar a esclarecer alguns dos conceitos largamente utilizados em estudos de invasões. Abaixo, discutirei como meu projeto de pesquisa de mestrado, estruturado parcialmente com base na teoria de invasões biológicas, pode ser também entendido através dos conceitos de ecologia de comunidades.
+Em minha pesquisa, procuro entender os determinantes e os impactos da invasão de cachorros domésticos (Canis familiaris) em remanescentes florestais de paisagens fragmentadas na Mata Atlântica. Com relação aos determinantes, irei analisar os dois principais fatores relacionados ao sucesso de invasões: pressão de propágulos e distúrbios. Pressão de propágulos é uma medida do número e da distribuição espacial e temporal dos indivíduos da espécie exótica em uma região. Logo, um componente desse conceito é a taxa de fecundidade da espécie, que por sua vez contribui para o fitness e, portanto, faz parte do conceito de seleção de Vellend. Normalmente, a seleção também deveria influir na distribuição espacial e temporal da espécie, porém o cachorro é fortemente subsidiado pelo homem e, portanto, sua distribuição deve ser mais definida pela dispersão mediada por ação humana. Assim, conclui-se que pressão de propágulos nada mais é do que uma combinação de seleção e dispersão e, para entendê-la de fato, preciso analisar mais profundamente esses dois aspectos. Isso gera a necessidade, por exemplo, de investigar os motivos pelos quais as pessoas criam cachorros para compreender os padrões de dispersão dos mesmos pelas áreas rurais. Outro aspecto interessante a ser abordado é a taxa com que os proprietários de cachorros castram os seus animais.
+Por outro lado, distúrbios estão relacionados à “invasibilidade” (invasibility) do ambiente e podem alterar, por exemplo, os tipos e quantidades de recursos disponíveis. Nesse novo ambiente, o regime de seleção estabelecido ao longo da história evolutiva é alterado. Interações entre espécies, como competição e predação, podem, deterministicamente, favorecer a espécie exótica, resultando em sucesso da invasão. No caso dos cachorros, o distúrbio que irei abordar é a perda de habitat nativo. Descendente de um ancestral com preferência por áreas abertas, o cachorro deve beneficiar-se da degradação de florestas e se locomover mais facilmente pelas paisagens. Novamente fica claro o papel do conceito de seleção como determinante da probabilidade de invasão do cachorro.
+Apesar da simplicidade dos exemplos apresentados, não acho que outros conceitos ou hipóteses relativos às invasões biológicas não possam ser tratados da mesma maneira. Hipóteses como “escape de inimigos” (Keane e Crawley, 2002), “nichos vazios” (Hierro et al., 2005) e “heterogeneidade ambiental” (Melbourne et al., 2007) entre outras, estão sempre relacionadas às interações determinísticas (e, portanto, seleção) entre a espécie exótica, nativas e ambiente e/ou a demografia da espécie exótica (seleção e dispersão). Além disso, resultados contraditórios ou inesperados não podem descartar as flutuações aleatórias na abundância de espécies (deriva) como uma possível explicação.
+== Referências bibliográficas ==
+Elton, C.S. 1958. The ecology of invasions by animals and plants. Methuen, London.
+Gurevitch, J., Fox, G.A., Wardle, G.M., Inderjit, Taub, D. 2011. Emergent insights from the synthesis of conceptual frameworks for biological invasions. Ecology Letters 14: 407-418
+Hierro, J.L., Maron, J.L., Callaway, R.M. 2005. A biogeographical approach to plant invasions: the importance of studying exotics in their introduced and native range. Journal of Ecology 93: 5-15
+Keane, R.M., Crawley, M.J. 2002. Exotic plant invasions and the enemy release hypothesis. Trends in Ecology and Evolution 17: 164–170
+Melbourne, B.A., Cornell, H.V., Davies, K.F., Dugaw, C.J., Elmendorf, S., Freestone, A.L., Hall, R.J., Harrison, S., Hastings, A., Holland, M., Holyoak, M., Lambrinos, J., Moore, K.,  Yokomizo, H. 2007. Invasion in a heterogeneous world: resistance, coexistence or hostile takeover? Ecology Letters 10: 77–94.
+Milbau, A., Stout, J.C., Graae, B.J., Nijs, I. 2009. A hierarchical framework for integrating invasibility experiments incorporating different factors and spatial scales. Biological Invasions 11: 941-950
+Vellend, M. 2010. Conceptual synthesis in community ecology. The Quaterly Review of Biology 85: 183-206
+==== A Diversidade em Sistemas Sócio-Ecológicos ====
+=== Carlos Frederico Alves de Vasconcelos Neto ===
+Sistemas sócio-ecológicos (SSE) são criados a partir da inter-relação entre povos e os recursos naturais que os rodeia, ou seja, a interação entre o sistema social e ecológico. Duas teorias principais servem de base para facilitar a compreensão dos sistemas sócio-ecológicos, são elas, “teoria geral dos sistemas” e “teoria dos sistemas adaptativos complexos” (Berkes et al., 2003). Em suma, enquanto a teoria dos sistemas estuda entidades estáticas conectadas por relações lineares e que estão em constante equilíbrio, a teoria da complexidade postula relações não lineares e em constante mudança, comportamentos complexos que evoluem das relações locais entre os componentes do sistema ao longo do tempo (Manson, 2001). Apesar destas diferenças, essas duas teorias são complementares.
+A ecologia de comunidades tem como um dos principais objetivos explicar as diferenças na diversidade entre comunidades. No entanto, vários estudos não consideram o homem como agente criador/modificador de diversidade. O uso de abordagens integrativas são cada vez mais necessárias para uma real compreensão do papel dos seres humanos na natureza. Nesta perspectiva, a teoria dos sistemas adaptativos complexos leva em consideração aspectos da adaptação e variabilidade para entender o funcionamento e a dinâmica dos sistemas em mudança, ou seja, como uma organização em escala superior surge, se mantêm e é reorganizada por processos com escalas inferiores (Levin et al., 1998).
+A teoria geral dos sistemas foca-se na hierarquia e interdependência entre os componentes do sistema, enquanto a teoria da complexidade propõe conceitos como não-linearidade, variabilidade, hierarquia, escala e multi-equilíbrio (Stacey, 1996). Estas teorias e conceitos contrastam a ideia estática de capacidade suporte e clímax apontada por Scoones (1999), destacando formas de manejo com base no ciclo de renovação adaptativa proposto por Holling (2001), onde as fases de exploração, conservação, liberação e reorganização determinam a dinâmica e resposta dos sistemas frente às situações de distúrbios ecológicos e sociais. Ou seja, os sistemas ecológicos podem apresentar diferentes níveis resiliência, na medida que se tornam mais adaptáveis as modificações humanas (Walker et al., 2004).
+Alguns autores (Anderson, 2010; Casas et al., 2007; Campbell et al., 2006) argumentam que o manejo realizado pelos povos que habitaram a Mesoamérica são os responsáveis pela formação de verdadeiras florestas antrópicas - consórcio de espécies domesticadas e de importância econômica com espécies selvagens. Onde observaram que ao longo dos anos de manejo as comunidades de fauna e flora apresentaram diversidade de espécies superior à habitats naturais, devido a maior produtividade destas áreas. Com base neste pressuposto, meu projeto tem como objetivo principal compreender como áreas com diferentes graus de antropização, mediam e interferem a distribuição e abundância da de mamíferos de médio e grande porte.
+Para avaliar a resiliência da área é preciso entender seus mecanismos e dinâmicas internas, para isso é necessário assumirmos como hipótese que estes sistemas sócio-ecológicos se comportam como sistemas complexos. E podem ser caracterizados como sendo resultado de um processo cotidiano de adaptação entre um dado povo e o seu ecossistema, onde os processos sociais e ecológicos são dependentes dos níveis de escala e organização considerados. (Altieri, 2002; Gomes & Borba, 2003; Walker et al., 2004).
+== Referências Bibliográficas ==
+Altieri, M.A. 2002. Agroecology: the science of natural resource management for poor farmers in marginal environments. Agriculture, Ecosystems and Environment, 93(1-3): 1-24;
+Anderson, E.N. 2010. Managing Maya Landscapes: Quintana Roo, Mexico. In: Landscape Ethnoecology: Concepts of Biotic and Physical Space, (Orgs.) Johnson, L.M. & Hunn, E.S.. Berghahn Books. 332pp.
+Berkes, F.; Colding, J.; Folke, C. 2003. Navigating social-ecological systems: building resilience for complexity and chance. Cambridge: Cambridge University Press;
+Campbell, D.G.; Ford, A.; Lowell, K.; Walker, J.; Lake, J.K.; Ocampo-Raeder, C.; Townesmith, A.; Balick, M. 2006. The Feral Forests of the Eastern Peten. In: Time and Complexity in the Neotropical Lowlands, (Orgs.) Erickson, C. & Balée, W. Columbia University. 21–55pp;
+Casas, A.; Otero-Arnaiz, A.; Pérez-Negrón, E.; Valiente-Banuet, A. 2007. In situ management and domestication of plants in Mesoamerica. Annals of Botany, 100(5): 1101–1015p;
+Gomes, J.C.C.; Borba, M. 2003. Limites e possibilidades da agroecologia como base sociedades sustentáveis. Ciencia & Ambiente, 27: 5-14;
+Holling, C.S. 2001. Understanding the complexity of economic, ecological, and social systems. Ecosystems, 4: 390-405;
+Levin, S.A.; Barret, S.; Aniyar, S. 1998. Resilience in natural and socioeconomic systems. Environment and Development Economics, 3(2): 222-235;
+Scoones, I. 1999. New ecology and the social sciences: what prospects for a fruitful engagement? Annual Review of Anthropology, 28(1): 479-507;
+Stacey, R. 1996. Complexity and creativity in organizations. San Francisco: Berrett Koehler;
+Walker, B.; Holling, C.S.; Carpenter, S.R.; Kinzig, A. 2004. Resilience, Adaptability and Transformability in Social-Ecological Systems. Ecology and Society 9(2): 1-9;