Relatório Final - Pesquisa no Catálogo

Transcrição

PROGRAMA DE MONITORIZAÇÃO DO
PATRIMÓNIO NATURAL
(Área de Regolfo de ALQUEVA e PEDROGÃO)
PMo 6 – Projectos de Monitorização de Mamíferos
Projecto PMo 6.3 – Monitorização de Carnívoros
Relatório Final
DEZEMBRO 2003
A ti Guadiana
A ti te agradecemos Guadiana por
seres belo, mas sobretudo por ainda te
termos conhecido livre.
A ti e ao Vale que tu percorres
dedicamos o nosso empenho e este
trabalho.
Nunca esquecendo que....
A tua liberdade é tão digna quanto a
de um homem livre.
Joaquim Pedro
Monitorização de Mamíferos Carnívoros na Área de Intervenção do EFMA (Pmo 6.3)
O presente relatório deve ser citado como:
Santos-Reis, M., J.P. Ferreira, N. Pedroso, C. Baltazar, H. Matos, I. Pereira, C. Grilo, T. Sales-Luís, M.J. Santos, A..T.
Cândido, I. Sousa & M. Rodrigues 2003. Projectos de Monitorização de Mamíferos. Monitorização de Carnívoros.
Relatório Final. 2ª Fase de Monitorização. (Programa de Minimização para o Património Natural). Centro de Biologia
Ambiental (FCUL) e Centro de Estudos da Avifauna Ibérica (CEAI). 207 págs.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________i
PROGRAMA DE MINIMIZAÇÃO PARA O PATRIMÓNIO NATURAL
(Área de Regolfo de ALQUEVA e PEDROGÃO)
Projectos de Monitorização de Mamíferos
PMo 6.3) Monitorização de Carnívoros
Equipa do projecto
Instituições Envolvidas
Equipa de Investigação
Professora Drª Margarida Santos-Reis (Coordenadora Científica)
Licº Joaquim Pedro Ferreira (Bolseiro de Investigação Científica)
Licº Nuno Miguel Pedroso (Bolseiro de Investigação Científica)
Licª Carla Baltazar (Bolseira de Investigação Científica)
Licº Hugo Matos (Bolseiro de Investigação Científica)
Licª Iris Pereira (Bolseira de Investigação Científica)
Licª Clara Bentes Grilo (Bolseira de Investigação Científica)
Licª Teresa Sales Luis (Bolseira de Investigação Científica)
Licª Maria João Santos (Bolseira de Investigação Científica)
Licª Ana Teresa Cândido (Bolseira de Investigação Científica)
Licª Inês Sousa (Bolseira de Investigação Científica)
Licª Marina Rodrigues (Bolseira de Investigação Científica)
Financiado por:
Cofinanciado pelo
FEDER
Agradecimentos
Um agradecimento é devido às licenciadas Carla Azeda, Carla Barrinha e Sílvia Rosa pelo apoio prestado nos trabalhos de
laboratório e pela sua ajuda nos trabalhos de campo e igualmente a Giovanni Manghi, pelo grande apoio prestado nos trabalhos de
campo. Agradece-se ainda à Professora Doutora Maria João Collares-Pereira e à sua equipa pela cedência de dados referentes à
ictiofauna, bem como ao Dr. David Draper pelo contributo nas medidas de recuperação e conservação dos habitats. À Stephanie
Frees, Maria Inês Morte, Paula Pinheiro, Susana Margarida Amaral, Dália Freitas e Carla Marques, pela colaboração na análise da
dieta da lontra e pelo trabalho de campo. Um agradecimento especial é também devido ao Mário Mota pela fotointerpretação, bem
como ao Pedro Geraldes, Miguel Lecoq e Rogério Cangarato pela cedência de dados de campo e a todos os alunos da FCUL que
se voluntariaram para ajudar no trabalho de campo.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________ii
Índice
1. Introdução ...........................................................................................................................................................
1
2. Estado actual dos conhecimentos acerca das espécies alvo........................................................................
4
2.1. Toirão (Mustela putorius Linnaeus, 1758) ....................................................................................................
4
2.2. Lontra (Lutra lutra Linnaeus, 1758) ..............................................................................................................
5
2.3. Gato-bravo (Felis silvestris, Schreber 1777) ................................................................................................
7
2.4. Lince (Lynx pardinus Temminck, 1827) .......................................................................................................
7
3. Área de estudo ...................................................................................................................................................
9
4. Estratégia global de amostragem ...................................................................................................................
10
4.1. Inquéritos ....................................................................................................................................................
11
4.2. Pesquisa de indícios de presença ..............................................................................................................
12
4.3. Modelos preditivos de distribuição espacial .........................................................................................................
13
4.3.1. Análise de regressão logística ...........................................................................................................
14
4.3.1.1. Selecção de variáveis para construção do modelo ..............................................................
16
4.3.1.2. Avaliação da qualidade de ajustamento do modelo .............................................................
17
5. Mapeamento da ocupação do solo ................................................................................................................
18
5.1. Metodologia .................................................................................................................................................
18
5.2. Resultados e discussão...............................................................................................................................
19
6. Avaliação da distribuição e abundância do coelho-bravo..............................................................................
22
6.1.Metodologia...................................................................................................................................................
22
6.1.1. Estratégia pré-desmatação/desarborização .......................................................................................
22
6.1.2. Estratégia pós-desmatação/desarborização ......................................................................................
25
6.2. Resultados e discussão................................................................................................................................
25
6.2.1. Evolução do padrão de distribuição ...................................................................................................
26
6.2.2. Modelo preditivo de distribuição espacial ..........................................................................................
28
7. Avaliação da distribuição e abundância das espécies alvo...........................................................................
35
7.1. Toirão ........................................................................................................................................................
36
7.1.1. Metodologia.........................................................................................................................................
36
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________iii
7.1.1.1. Estratégia pré-desmatação/desarborização.......................................................................
36
7.1.1.2. Estratégia pós-desmatação/desarborização ......................................................................
38
7.1.2. Resultados e discussão.....................................................................................................................
44
7.1.2.1. Evolução do padrão de distribuição ....................................................................................
44
7.1.2.2. Modelo preditivo de distribuição espacial ..........................................................................
59
7.2. Lontra ........................................................................................................................................................
63
7.2.1. Metodologia.......................................................................................................................................
63
7.2.1.1. Estratégia pré-desmatação/desarborização ......................................................................
63
7.2.1.2. Estratégia pós-desmatação/desarborização .....................................................................
65
7.2.1.3. Avaliação das necessidades tróficas ..................................................................................
67
7.2.2. Resultados e discussão...................................................................................................................
70
7.2.2.1. Evolução do padrão de distribuição ...................................................................................
70
7.2.2.2. Modelo preditivo de distribuição espacial ..........................................................................
99
7.2.2.3. Avaliação das necessidades tróficas ..................................................................................
103
7.3. Gato-bravo ..............................................................................................................................................
108
7.3.1. Metodologia.......................................................................................................................................
108
7.3.1.1. Estratégia pré-desmatação/desarborização ......................................................................
108
7.3.1.2. Estratégia pós-desmatação/desarborização ......................................................................
112
7.3.2. Resultados e discussão ...................................................................................................................
114
7.3.2.1. Evolução do padrão de distribuição ....................................................................................
114
7.3.2.2. Modelo preditivo de distribuição espacial ...........................................................................
123
7.3.3. Avaliação do núcleo populacional Monsaraz/Azevel .......................................................................
128
7.3.3.1. Mapeamento da ocupação do solo ......................................................................................
128
7.3.3.2. Distribuição de coelho-bravo ...............................................................................................
130
7.3.3.3. Distribuição de gato-bravo ..................................................................................................
131
7.4. Lince-Ibérico .........................................................................................................................................
134
7.4.1. Metodologia ....................................................................................................................................
134
7.4.2. Resultados e discussão ..................................................................................................................
137
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________iv
8. Considerações finais .........................................................................................................................................
144
8.1. Estatuto regional das espécies alvo .............................................................................................................
144
8.1.1. Toirão .................................................................................................................................................
144
8.1.2. Lontra .................................................................................................................................................
146
8.1.3. Gato-bravo .........................................................................................................................................
148
8.1.4. Lince-Ibérico .......................................................................................................................................
149
8.2 Avaliação de impactes previsíveis.................................................................................................................
151
8.3 Medidas de minimização/compensação de impactes ...................................................................................
156
8.3.1. Medidas relativas ao plano de desmatação / desarborização ............................................................
156
8.3.2. Medidas relativas à fase pós-desmatação / enchimento ....................................................................
157
8.3.2.1. Medidas de intervenção directa .............................................................................................
157
8.3.2.2. Medidas de gestão ambiental ................................................................................................
158
8.3.2.2.1. Recuperação/Conservação de habitats..................................................................
158
8.3.2.2.2. Recuperação das populações de coelho-bravo .....................................................
184
8.3.2.3. Outras medidas / recomendações .........................................................................................
186
8.3.3. Enquadramento no Plano de Minimização e Compensação (PMC1) ...............................................
193
8.4 Necessidades futuras de pesquisa................................................................................................................
194
9. Bibliografia ........................................................................................................................................................
196
Anexos
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________v
Índice de Figuras
Nº
Pág
1 Área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva e respectivo posicionamento no âmbito
concelhio........................................................................................................................................................
9
2 Área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva. .........................................................
10
3 Representação espacial do Sistema de Coordenadas GAUSS 5*5 Km da área cartográfica de influência
directa da barragem de Alqueva...................................................................................................................
12
4 Mapa de uso do solo na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, definida para o
desenvolvimento de modelos espaciais........................................................................................................
20
5 Esforço de amostragem para o coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos
do Alqueva definida para o desenvolvimento de modelos espaciais ............................................................
23
6 Esforço de amostragem para o coelho-bravo na área cartográfica de influência directa da barragem de
Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização......................................................................................
25
7 Mapeamento da abundância relativa de coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento de Fins
Múltiplos de Alqueva.....................................................................................................................................
26
8 Mapeamento da abundância relativa de coelho-bravo nas quadrículas 1*1 Km seleccionadas para
monitorização, na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva......................................
27
9 Mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelho-bravo (quadrículas 1*1 Km) estimada pelo
modelo de regressão logística para a área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de
Alqueva...........................................................................................................................................................
29
10 Mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelho-bravo (quadrículas 1*1 Km) estimada pelo
modelo de regressão logística para a área de influência directa da barragem de
Alqueva...........................................................................................................................................................
32
11 Representação gráfica da curva ROC para o modelo preditivo do coelho em 2000.....................................
33
12 Representação gráfica da curva ROC para o modelo preditivo do coelho em 2001.....................................
34
13 Representação espacial das quadrículas 1*1Km contendo linhas e planos de água seleccionadas para
prospecção na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase prédesmatação/desarborização..........................................................................................................................
37
14 Dejecto de toirão, na ribeira de Guadalim (carta 483)...................................................................................
Áreas de amostragem seleccionadas para a captura de toirão na área cartográfica de influência directa
15
da barragem de Alqueva................................................................................................................................
38
40
16 Mapa com as 4 áreas efectivamente amostradas para a captura de toirão na área cartográfica de
influência directa da barragem de Alqueva....................................................................................................
41
17 Representação espacial das quadrículas 5*5 Km prospectadas para o toirão na área cartográfica de
influência directa da barragem de Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização.................................
43
18 Aspecto das “track-plates” colocadas no campo para o registo de pegadas de toirão.................................
43
19 Toirão encontrado morto na estrada de Reguengos de Monsaraz para Mourão...........................................
45
20 Mapeamento da ocorrência de toirão na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva,
na fase pré-desmatação/desarborização.......................................................................................................
46
21 Número de indícios de toirão encontrados em cada estação do ano............................................................
49
22 Monitorização sazonal de toirão nas quadrículas GAUSS 1*1 km seleccionadas na área cartográfica de
influência directa da barragem de Alqueva, a fase pré-desmatação/desarborização....................................
50
23 Variação sazonal do número de quadrículas 1*1 km onde foi detectada presença de toirão em cada
trimestre de 2000.. ........................................................................................................................................
51
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________vi
24 Macho adulto de toirão e biótopo onde ocorreu a captura.............................................................................
52
25 Mapeamento da ocorrência de toirão área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na
fase de pós-desmatação/desarborização......................................................................................................
56
26 Aspecto da pegada e rasto de toirão recolhidos através das “track-plates”...................................................
57
27 Mapeamento da probabilidade de ocorrência de toirão (quadrículas 1*1 Km) estimados pelo modelo de
regressão logística para a área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva.......
62
28 Aspecto da Ribeira de Mures (Juromenha), e respectiva galeria ripícola......................................................
63
29 Indícios de presença de lontra.......................................................................................................................
64
30 Representação espacial das quadrículas 1*1 km seleccionadas para prospecção da lontra na área
cartográfica de influência directa da barragem do Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização .......
66
31 Localização na área de estudos das estações de amostragem seleccionadas para avaliação da dieta.......
67
32 Mapeamento da ocorrência da lontra na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva,
na fase pré-desmatação/desarborização.......................................................................................................
71
33 Variação sazonal do número de quadrículas 1*1 km onde foi detectada presença de lontra em cada
trimestre de 2000............ ..............................................................................................................................
73
34 Monitorização sazonal da lontra nas quadrículas 1*1 Km seleccionadas na área cartográfica de influência
directa da barragem de Alqueva, a fase pré-desmatação/desarborização....................................
74
35 Variação sazonal do número de indícios detectados nas quadrículas 1*1 km seleccionadas para
monitorização.................................................................................................................................................
75
36 Quilométrico de Abundância Médio de lontra em função do tipo de ambiente dulciaquícola........................
76
37 Tipos de ambiente dulciaquícola....................................................................................................................
76
38 Variação sazonal do Índice Quilométrico de Abundância de lontra em relação aos diferentes ambientes
dulciaquícolas. ...............................................................................................................................................
78
39 Lontras capturadas na ribeira do Álamo (Quadrícula 474F) e na ribeira de Alcarrache (Quadrícula
483H)..............................................................................................................................................................
79
40 Ribeira do Álamo e Ribeira de Azevél após a desmatação...........................................................................
80
41 Mapeamento da ocorrência da lontra nos meses seguintes ao início da desmatação na área cartográfica
de influência directa da barragem de Alqueva (mês 0, 3 e 6). ......................................................................
81
de influência directa da barragem de Alqueva (mês 9 e 12)..........................................................................
82
de influência directa da barragem de Alqueva (mês 18, 21, 24 e 27)............................................................
83
44 Evolução da presença da lontra nas quadrículas amostradas ao longo da desmatação..............................
84
45 Mapeamento da ocorrência da lontra após o enchimento na área cartográfica de influência directa da
barragem de Alqueva (mês 0, 3 e 6)..............................................................................................................
85
46 Mapeamento da ocorrência da lontra após o enchimento na área cartográfica de influência directa da
barragem de Alqueva (mês 9, 12 e 15)..........................................................................................................
86
47 Evolução da presença da lontra nas quadrículas amostradas ao longo do enchimento...............................
87
48 Quadrícula 86 a) antes e b) depois do enchimento). ....................................................................................
87
49 Quadrículas 89 (Ribeira de Agosto), 90 (Ribeira de Codes) e 91 (Ribeira das Vinhas)................................
88
50 Evolução da marcação da lontra nas quadrículas sujeitas ao enchimento....................................................
89
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________vii
51 Evolução da marcação da lontra nas quadrículas negativas no mês 0 do enchimento.................................
89
52 Zonas de enseada com marcação de lontra .................................................................................................
90
53 Média do Índice Quilométrico de Abundância das fases de pré-desmatação, desmatação e enchimento...
91
54 Ribeira de Azevel (época húmida – Março e época seca – Outubro). ..........................................................
91
55 Percentagens de ocorrência de lontra para cada época de amostragem, nas quadrículas fora da área
sujeita a inundação........................................................................................................................................
92
na fase pós-desmatação/desarborização (2001)...........................................................................................
94
na fase pós-desmatação/desarborização (2002). .........................................................................................
95
na fase pós-desmatação/desarborização (2003). .........................................................................................
96
59 Índice Quilométrico de Abundância médio de lontra em função do tipo de ambiente dulciaquícola..............
97
60 Representação gráfica da Curva ROC para o modelo da lontra...................................................................
100
61 Percentagem de ocorrência das categorias de presa na dieta da lontra (análise temporal).........................
103
62 Percentagem de ocorrência das categorias de presa na dieta da lontra (análise espacial)..........................
104
63 Percentagem de ocorrência das espécies de peixes consumidas pela lontra...............................................
105
64 Percentagens de ocorrência das espécies exóticas e nativas.......................................................................
105
65 Comparação entre a percentagem de ocorrência e a percentagem de biomassa da dieta da lontra............
106
66 Comparação entre a percentagem de ocorrência de peixes consumidos e capturados para as
amostragens de Abril e Agosto......................................................................................................................
106
67 Habitat considerado favorável para o gato-bravo e representação espacial das quadrículas 2*2 Km
seleccionadas para a prospecção de indícios de presença de gato-bravo na área cartográfica de
influência directa da barragem de Alqueva, na fase pré-desmatação/desarborização..................................
109
68 Afloramentos rochosos numa ribeira próxima do rio Guadiana....................................................................
110
69 Dejecto e latrina de gato-bravo encontradas, respectivamente, num vale de ribeira junto ao rio Degebe) e
numa ribeira adajacente ao rio Guadiana......................................................................................................
110
70 Área onde decorreu uma das sessões de armadilhagem, próxima do rio Degebe.......................................
111
71
Representação espacial das quadrículas 2*2 Km seleccionadas para a prospecção de indícios de gatobravo na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase pósdesmatação/desarborização..........................................................................................................................
113
Mapeamento da ocorrência de gato-bravo na área cartográfica de influência directa da barragem de
Alqueva e delimitação dos principais núcleos de ocorrência, na fase de prédesmatação/desarborização..........................................................................................................................
115
73 Gato-bravo encontrado morto por atropelamento numa zona adjacente à área de estudo...........................
116
74 Vales dos rios Guadiana, Alcarrache e Degebe, respectivamente................................................................
117
75 Pormenores da estrutura dos habitats associados aos rios Guadiana, Alcarrache e Degebe......................
117
76 Mapeamento de ocorrência de gato-bravo na área cartográfica de influência directa da barragem de
Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização.................... ...................................................................
120
77 Área desmatada e desarborizada ao longo da ribeira do Zebro....................................................................
121
72
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________viii
78 Mapeamento da probabilidade de ocorrência de gato-bravo (quadrículas 1*1 km) estimados pelo modelo
de regressão logística para a área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva....................
79 Mapeamento da cobertura do solo nas cartas 472,473 e 474, correspondentes à área adjacente ao
núcleo populacional Monsaraz/Azevel...........................................................................................................
127
129
80 Localização das principais zonas com habitat favorável para o gato-bravo na área adjacente ao núcleo
populacional Monsaraz/Azevel....................................................................................................................... 129
81 Representação espacial das quadrículas 2*2 Km prospectadas para o coelho-bravo, na área adjacente
ao núcleo populacional Monsaraz/Azevel......................................................................................................
130
82 Mapeamento da abundância relativa de coelho-bravo nas quadrículas 2*2 Km seleccionadas para
monitorização nas temporadas de campo de Fevereiro e Junho, na área adjacente ao núcleo
populacional Monsaraz/Azevel.......................................................................................................................
131
83 Representação espacial das quadrículas 2*2 Km prospectadas para o gato-bravo, na área adjacente ao
núcleo populacional Monsaraz/Azevel...........................................................................................................
132
84 Mapeamento de ocorrência de gato-bravo na área adjacente ao núcleo populacional Monsaraz/Azevel....
132
85 Localização das áreas com maior importância para o gato-bravo , de acordo com as zonas de maior
abundância relativa de coelho-bravo, na área adjacente ao núcleo populacional Monsaraz/Azevel............
134
86 Habitat considerado favorável para o lince na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de
Alqueva...........................................................................................................................................................
135
87 Representação espacial quadrículas 2*2 Km seleccionadas para prospecção de indícios de lince na área
cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva....................................................................
136
88 Mapeamento da evolução da distribuição de lince na área cartográfica do Empreendimento de Fins
Múltiplos de Alqueva com base nos resultados dos inquéritos e indícios de presença.................................
138
89 Pegada provável de lince na área de Vera Cruz - Portel (Quadrícula 490G)................................................
139
90 Cenário óptimo de habitat para o lince no Sítio Moura/Barrancos.................................................................
141
91 Cenário sub-óptimo de habitat para o lince no Sítio Moura/Barrancos..........................................................
142
92 Distribuição em Espanha do lince-ibérico......................................................................................................
159
93 Ribeira do Lucefecit pós-enchimento de Alqueva e impacte do gado, respectivamente...............................
161
94 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Lucefecit....................................................................
162
95 Estrutura típica da ribeira de Azevel..............................................................................................................
163
96 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Azevel........................................................................
164
97 Estrutura típica da ribeira do Degebe na fase pré-desmatação/enchimento.................................................
165
98 Localização e dimensão da intervenção no Rio Degebe...............................................................................
166
99 Galeria ripícola numa das margens da ribeira de Pardais............................................................................
167
100 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Pardais......................................................................
168
101 Ribeira de Guadalim.......................................................................................................................................
169
102 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Guadalim...................................................................
170
103 Estrutura típica da ribeira do Ardila perto da foz (zona de contacto com o Guadiana)..................................
171
104 Localização e dimensão da intervenção no Rio Ardila (troço de ligação Guadiana/Toutalga)......................
172
105 Estrutura típica do rio Ardila no Sítio Moura-Barrancos.................................................................................
173
106 Localização e dimensão da intervenção no Rio Ardila...................................................................................
174
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________ix
107 Troços da ribeira de Toutalga preservado e degr5adado, respectivamente............................................
175
108 Troço da ribeira de Toutalga degradada........................................................................................................
175
109 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Toutalga....................................................................
176
110 Ribeira de S. Pedro........................................................................................................................................
177
111 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de S. Pedro....................................................................
178
112 Área envolvente á ribeira do Murtigão no Perímetro Florestal da Contenda.................................................
179
113 Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Murtigão....................................................................
180
114 Matos mediterrâneos da Serra da Preguiça...................................................................................................
181
115 Extensão de olival explorado..........................................................................................................................
181
116 Localização e dimensão das áreas de intervenção para ligação das serras Preguiça, Malpique, Adiça e
Ficalho............................................................................................................................................................
182
117 Localização de todas as intervenções propostas para recuperação/conservação de habitats na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva..............................................................................................................
118 Localização das áreas para repovoamentos de coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento de Fins
Múltiplos de Alqueva.......................................................................................................................................................
119 Espaço cartográfico para repovoamento de coelho-bravo no Perímetro Florestal da Contenda ao longo da ribeira do
Murtigão..........................................................................................................................................................................
183
185
186
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________x
Índice de Tabelas
Nº
Pág.
1
Caracterização das amostras das espécies analisadas. ...............................................................................
14
2
Fontes de informação para as variáveis ambientais utilizadas na análise preditiva da distribuição das
espécies alvo. .......................................................... .....................................................................................
16
Classes de ocupação do solo e a sua representatividade na área de estudo (% de OCUP.- % de
ocupação de cada biótopo; N.º MANCH.- n.º de manchas de cada biótopo; T. MED. MANCH.- Tamanho
médio das manchas de cada biótopo) ...........................................................................................................
21
Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de
ocorrência de coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva, e
respectivos coeficientes (β ) e erros-padrão (S.E.(β )), estatística de Wald (Wald), graus de liberdade
(g.l.), significância do teste de Wald (Wald (p)) e Odds ratio (ψ )..................................................................
28
ocorrência de coelho-bravo na ea de influência directa da barragem de Alqueva, e respectivos
coeficientes (β ) e erros-padrão (S.E.(β )), estatística de Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.),
significância do teste de Wald (Wald (p)) e Odds ratio (ψ )...........................................................................
32
ocorrência de coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva na
fase pós-desmatação/desarborização, e respectivos coeficientes (β ) e erros-padrão (S.E.(β )),
estatística de Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.), significância do teste de Wald (Wald (p)) e Odds
ratio (ψ )............................................................:.............................................................................................
34
Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de toirão na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva, na fase pré-desmatação/desarborização...........................
46
8
Número de evidências em cada tipo de biótopo, na fase pré-desmatação/desarborização..........................
47
9
Períodos de amostragem, noites armadilha, capturas e recapturas por espécie, abundância e esforço de
captura por área de amostragem e no total...................................................................................................
52
Dados biométricos de um toirão (macho) capturado na área de regolfo de Alqueva e Pedrógão em 7 de
Março de 2001..........................................................................................................................................
53
Períodos de amostragem, noites armadilha, capturas e capturas por espécie, abundância e esforço de
captura por sessão de armadilhagem e no total............................................................................................
53
Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de toirão na área cartográfica do
Empreendimento de Fins mùltiplos de Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização..........................
55
Espécie, número e respectiva percentagem das evidências (rastos/pegadas) das espécies detectadas
através das “track-plates”. .............................................................................................................................
57
14
Número de evidências em cada tipo de biótopo............................................................................................
58
15
Variáveis seleccionadas para a análise multivariada (p<0,05) no modelo de regressão logística para o
toirão. ............................................................................................................................................................
59
ocorrência do toirão na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva, e
respectivos coeficientes (â ) e desvios-padrão (S.E.(â )), estatística de Wald (Wald), graus de liberdade
(g.l.), significância do teste de Wald (Wald (P)) e Odds ratio (ψ )..................................................................
60
Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de lontra, fase prédesmatação/desarborização.........................................................................................................................
72
Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de lontra, fase pósdesmatação/desarborização. ........................................................................................................................
80
3
4
5
6
7
10
11
12
13
16
17
18
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________xi
19
Variáveis seleccionadas para a análise multivariada (p<0,05) no modelo de regressão logística para a
lontra (a caracterização diz respeito ao segmento de 100m)......................................................................
99
ocorrência da lontra, os respectivos coeficientes (β) e erros padrão (S.E.(β)), significância do teste de
Wald (Wald (P)) e odds ratio (ψ)....................................................................................................
100
21
Número de indícios analisados durante os meses de amostragem em 2000..............................................
103
22
Espécies de peixe consumidas pela lontra nas estações de amostragens durante 2000............................
104
23
Localização, tipo e número de indícios de gato-bravo encontrados na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva na fase de pré-desmatação/desarborização......................
115
Dimensão da área de estudo e das áreas favoráveis à ocorrência do gato-bravo às duas cotas de
enchimento da barragem de Alqueva............................................................................................................
118
Localização, tipo e número de indícios de gato-bravo encontrados na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva na fase de pós-desmatação/desarborização......................
119
Períodos de amostragem, noites-armadilha, capturas e esforço de captura por área de amostragem e no
total...... .......................................................... ...............................................................................................
122
Variáveis seleccionadas para a análise multivariada (p<0,05) no modelo de regressão logística para o
gato-bravo. .......................................................... .........................................................................................
124
ocorrência do gato-bravo na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva, e
respectivos coeficientes (β) e erros padrão (S.E.(β)), estatística de Wald (Wald), graus de liberdade
(g.l.), significância do teste de Wald (Wald (P)) e Odds ratio (ψ)..................................................................
125
Impactes a curto, médio e longo prazo da implementação da barragem de Alqueva nas espécies alvo.....................
155
20
24
25
26
27
28
29
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________xii
Índice de Anexos
I
Biótopos representados na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva
II
Listagem das variáveis ambientais analisadas no desenvolvimento dos modelos preditivos de ocorrência das
espécies em estudo na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva
III
Codificação das variáveis utilizadas no desenvolvimento do modelo preditivo de ocorrência para as várias
espécies
IV
Testes estatísticos utilizados nos modelos de regressão logística.
V
Georreferenciação dos dados relativos à ocorrência das espécies em estudo na área de regolfo de Alqueva e
Pedrogão.
VI
Ficha do toirão capturado
VII
Resultados do teste da análise univariada para o desenvolvimento dos modelos preditivos de ocorrência das
espécies em estudo na futura área de regolfo de Alqueva e Pedrogão.
VIII
Codificação das variáveis utilizadas no desenvolvimento do modelo predictivo de ocorrência de toirão na área
cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva.
IX
Listagem das quadrículas para a lontra amostradas na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos
do Alqueva
X
Proposta Síntese para a criação de uma Unidade Móvel para a Resolução de Situações de Emergência
envolvendo Carnívoros na área de regolfo de Alqueva e Pedrogão
XI
Proposta Síntese para a Operação coelho-bravo (Oryctolagus cuniculus) na área de regolfo de Alqueva e do
açude de Pedrogão.
XII
Propostas de áreas para libertação de coelhos-bravos (Oryctolagus cuniculus) resultantes do programa de
cativeiro no âmbito das medidas de Compensação de Alqueva
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________xiii
1. INTRODUÇÃO
O Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva (EFMA), um projecto adiado por mais de duas décadas, é
considerado o principal investimento recente na região do interior Alentejano e tem sido entendido como um claro
exemplo de desenvolvimento de uma região até então considerada desfavorecida em termos nacionais. As expectativas
geradas em torno deste empreendimento eram e são ainda elevadas, não apenas do ponto de vista ambiental mas
também nas perspectivas política e social, considerando os múltiplos objectivos que justificaram a sua construção
(reserva estratégica de água, regularização do caudal do Guadiana, alteração do modelo cultural da agricultura
Alentejana, criação de postos de trabalho e potenciação de expectativas empresariais).
O referido projecto, que tem o seu expoente máximo na barragem de Alqueva, o maior lago artificial da Europa,
constitui sem dúvida um dos problemas ambientais mais graves da actualidade e um desafio em termos empresariais
pelo grau de impacte que vai gerar sobre o património natural nacional e que não se restringe apenas à área prevista
para inundação, cerca de 25 000 ha (ao Nível Pleno de Armazenamento - NPA – 152m), mas a uma escala mais vasta
(120 589 ha) cujos limites não são ainda claramente previsíveis face ao panorama de indefinição que envolve as redes
primária, secundária e terciária de irrigação, de implantação prevista no âmbito do plano de rega.
Os impactes a serem gerados pelo EFMA são tanto mais gravosos quanto se referem a uma área de elevado valor
patrimonial em termos naturais – a bacia hidrográfica do rio Guadiana e áreas envolventes, que representam alguns dos
ecossistemas mais preservados do sul da Península Ibérica. De facto os padrões de biodiversidade desta região são
reconhecidos como dos mais elevados a nível nacional e peninsular (PPRVCVEAAP – CHIRON & NEMUS 2001).
A construção de barragens desde sempre constituiu um aspecto ambiental muito polémico, sobretudo devido aos
impactes que gera nos ambientes ripícolas e populações animais a eles associadas, ao transformar sistemas lóticos em
sistemas lênticos. A comunidade piscícola da bacia hidrográfica do rio Guadiana destaca-se de entre outras bacias com
representação no território nacional não só pela diversidade de formas aí presente mas sobretudo pela sua
originalidade ao incluir um endemismo Ibérico (o saramugo – Anaecypris hispanica) e outras espécies de distribuição a
ela confinada como a boga do Guadiana (Chondrostoma willkommii), o barbo-de-cabeça-pequena (Barbus
microcephalus) e o caboz-de-água-doce (Salaria fluviatilis) (SNPRCN 1991).
As consequências mais directas da transformação de rios e ribeiras em vastas e profundas massas de água são,
pois, a redução da diversidade autóctone das comunidades de macroinvertebrados e peixes (TIAGO et al. 2001), para
além da degradação da qualidade da água (COWX & WELCOMME 1998) e da erosão das margens. Contudo, os impactes
gerados pela construção de uma barragem afectam igualmente outras espécies de vertebrados, nomeadamente os que
se especializaram na exploração da interface água-terra (anfíbios, répteis de hábitos aquáticos e mamíferos anfíbios),
pois induzem a destruição e fragmentação de habitats propícios (através de acções de desmatação da área prevista
para inundação e da reflorestação das margens com matas de exóticas para produção).
A zona de influência directa do EFMA tem como característicos os montados de azinho, azinhal reliquial, matos e
matagais desenvolvidos e a vegetação ribeirinha com particularidades únicas. Serão precisamente estes povoamentos
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________1
os mais afectados. Como consequência desta intervenção, muitas áreas de coberto homogéneo sofrerão regressão,
conduzindo a uma quebra na sua continuidade. Este processo irá resultar obviamente, na morte ou dispersão dos
indivíduos que integram as populações aí residentes.
Tão grave como o inevitável processo destrutivo representado pela desmatação/desarborização, com a
consequente redução da sua importância como recurso vital para espécies animais, nomeadamente as que são alvo do
presente estudo, é a fragmentação do continuum vegetal. O desaparecimento de corredores ecológicos, fundamentais
na dispersão terá como consequência mais próxima o isolamento populacional e como consequência última um maior
risco de extinção. Toda a dinâmica ecológica da área de influência directa do regolfo de Alqueva e Pedrógão irá assim
ser profundamente alterada, e de forma irreversível se não forem adoptadas medidas de minimização e compensação à
escala da destruição. Assistiremos, por certo, a processos irreversíveis de extinções locais e de desestabilização do
funcionamento dos ecossistemas, já por si bastante afectados pelos impactes directos gerados.
Não menos importante que a área de influência directa da barragem de Alqueva, é toda a área envolvente afecta ao
EFMA , que possui igualmente um elevado valor patrimonial e que vai ter um papel fundamental na manutenção de
populações viáveis das espécies afectadas pelo processo de desmatação/desarborização e enchimento da barragem
de Alqueva. Contudo, a manter-se o panorama de indefinição relativamente às medidas de actuação previstas no
âmbito da estratégia de desenvolvimento da Empresa de Infraestruturas e Desenvolvimento de Alqueva (EDIA, SA),
empresa responsável pela implementação do projecto e futura gestão, nomeadamente no que se refere aos perímetros
de rega, não será possível avaliar de uma forma integrada e contextual os resultados gerados no decurso das duas
fases de monitorização, nem propor medidas realistas e eficazes de minimização/compensação.
Dando resposta às exigências legais, a partir de 1987 foram realizados vários estudos de avaliação de impactes
(ver historial em SOUSA 1997), promovidos pela EDIA, SA mas, ao terem por base sobretudo recolha de informação
pré-existente e esta ser manifestamente escassa, estes mostraram-se insuficientes para prever os efeitos reais da
implementação do referido empreendimento.
Em 1998 foi então lançado o “Plano de Minimização e de Compensação dos Impactos sobre o Património Natural
na área do futuro regolfo de Alqueva e Pedrogão (PMC I)” que previa a realização de um conjunto significativo de
projectos de monitorização de conjuntos de espécies (Pmos), seleccionadas no âmbito do “Quadro Geral de Referência
do Património Natural no Regolfo de Alqueva + Pedrogão” elaborado pelo Núcleo de Património Natural da Direcção de
Ambiente e Património da EDIA (SOUSA 1997). Este foi entendido como o documento de referência “zero” a partir do
qual, e no decurso dos projectos de monitorização acima referidos, seriam aferidos e acompanhados os impactes
ambientais ocorrentes sobre as espécies vegetais e animais consideradas prioritárias e seriam apresentadas propostas
de projectos de compensação a serem protagonizados na área de Guadiana/Alqueva.
Os critérios de selecção das espécies consideradas para efeitos de monitorização tiveram por base a sua
classificação numa das três categorias de espécies presentes na área inerente ao regolfo (Prioritárias, Ameaçadas e
Não Ameaçadas), sendo que apenas as duas primeiras categorias foram alvo de selecção. A magnitude dos impactes
previstos na área considerada, o estatuto de conservação em Portugal e a relevância da área de ocupação na zona
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________2
considerada, foram os critérios utilizados no processo de decisão de inclusão das espécies numa das categorias
consideradas (SOUSA 1997).
Devido às suas dimensões, dietas, e susceptibilidade a perturbações de origem antropogénica, os carnívoros são
frequentemente apontados como espécies-chave nos sistemas naturais (SCHONEWALD-COX et al. 1991). No universo
das 14 espécies de carnívoros ocorrentes em Portugal (SNPRCN 1990), onze das quais potencialmente presentes na
área cartográfica de regolfo considerada (SOUSA 1997), uma enquadra-se na categoria de prioritária (lince Ibérico - Lynx
pardinus Themminck 1827) e três na categoria de espécie ameaçada (toirão – Mustela putorius Linnaeus 1758; lontra Lutra lutra Linnaeus 1758; e gato-bravo – Felis silvestris Schreber 1777). É ainda de referir o lobo (Canis lupus signatus
Cabrera 1907), que foi classificado como presente e prioritário na área de estudo, mas cuja inclusão traduz uma
interpretação abusiva da informação existente pois não são conhecidos registos fiáveis da sua presença desde a
década de 80 (PETRUCCI-FONSECA & ALVARES 1997) devendo, como tal, ser considerada como extinta na referida área,
como aliás foi comprovado no decurso dos trabalhos realizados no âmbito da primeira fase de monitorização (SANTOSREIS et al. 2000).
No âmbito do projecto de monitorização de carnívoros (Pmo6.3), o presente relatório inclui resultados das duas
fases de implementação da barragem de Alqueva (pré-desmatação/desarborização e pós-desmatação/desarborização),
incluindo assim dados cumulativos obtidos nos últimos cinco anos (1999 - 2003) no que diz respeito às quatro espécies
alvo em análise (toirão, lontra, gato-bravo e lince). Para além das espécies-alvo definidas contratualmente optou-se por
considerar para avaliação igualmente o coelho-bravo (Oryctolagus cuniculus). A opção de investir na avaliação do
padrão de distribuição e abundância desta espécie, é justificada pela sua reconhecida importância como presa-chave
das comunidades de carnívoros em habitats mediterrânicos (VILLAFUERTE et al. 1994; IBORRA et al. 1997,), situação a
que não deverá ser alheio o facto de esta espécie ser originária da Península Ibérica (ZEUNER 1963 in ROGERS 1981,
ARTHUR 1980), reflectindo por isso um longo percurso de co-evolução com os seus predadores (JAKSIĆ & OSTFELD 1983
in SIMONETTI 1989). Mais ainda os resultados obtidos no decurso dos estudos de biologia e ecologia de duas das
espécies-alvo (toirão e gato-bravo) desde cedo apontaram para a importância do coelho-bravo como recurso trófico
(MATOS et al. 2001, PEREIRA et al. 2001).
O estado dos conhecimentos acerca das espécies-alvo na área definida contratualmente para o efeito, e cujo
âmbito geográfico é mais amplo do que a área prevista para o regolfo (ver Cap. 3), era de um desconhecimento quase
generalizado (ver Cap. 2), pelo que o presente relatório pretende contribuir de uma forma significativa para colmatar a
ausência de conhecimento acerca das espécies-alvo na área de intervenção do projecto. Não obstante o facto de os
trabalhos não estarem concluídos previamente ao início da construção do paredão e da conclusão das acções de
desmatação/desarborização da zona prevista para inundação, como seria desejável dado que o objectivo era minimizar
os impactes decorrentes, conseguiu-se obter um conjunto de resultados relevantes para o conhecimento das espécies
na área de estudo e da sua resposta aos impactes gerados (ver Cap. 7).
Complementarmente, e apesar de o período de tempo disponível para a realização dos trabalhos ser
manifestamente escasso tendo em conta que se trata de espécies com estatuto de ameaça, logo ocorrendo
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________3
presumivelmente em baixa densidade, foi efectuada um avaliação do respectivo estatuto local (distribuição geográfica e
tendência demográfica), são propostas medidas de actuação directa e indirecta que visam minimizar os impactes
gerados pelo Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva e contribuir para a sobrevivência das espécies na área, e
são, ainda, apresentadas as áreas prioritárias para a sua conservação face ao estado dos conhecimentos no momento
actual e ao cenário previsível num futuro próximo desde que tomadas em consideração as necessárias medidas de
compensação (ver Caps. 7 e 8).
2. ESTADO ACTUAL DOS CONHECIMENTOS ACERCA DAS ESPÉCIES ALVO
Todas as espécies propostas para monitorização são espécies de carnívoros com estatuto de ameaça, embora em
diferentes graus, e que ocorrem ou ocorreram, de forma mais ou menos representativa, na área de intervenção do
EFMA. Assim, o lince Ibérico (Lynx pardinus) está classificado como em perigo de extinção, sendo a sua sobrevivência
improvável se os factores limitantes continuarem a actuar, enquanto que relativamente às restantes, o insuficiente grau
de conhecimentos não permite ainda a definição rigorosa do seu estatuto. A lontra (Lutra lutra) e o toirão (Mustela
putorius) beneficiam do estatuto de Insuficientemente Conhecidas e o gato-bravo é considerado como de estatuto
Indeterminado (SNPRCN 1990). O grau de conhecimentos previamente existente acerca da distribuição e tendência
demográfica destas espécies era muito variável, tanto a nível nacional como a nível local, como a seguir se resume.
2.1. TOIRÃO (Mustela putorius Linnaeus, 1758)
O toirão é um dos carnívoros Portugueses relativamente aos quais a escassez de estudos é muito significativa
embora se reconheça, com base em dados empíricos, que as suas populações apresentam grandes descontinuidades
e enfrentam o declínio (SANTOS-REIS 1983a).
Além de referências históricas relativas à sua ocorrência em diferentes pontos do país, e que remontam aos finais
do século passado e início deste século (BOCAGE 1863, SEABRA 1900, 1910, OLIVEIRA & VIEIRA 1902, NOBRE 1903,
AYRES 1914, THEMIDO 1931), podem considerar-se como nulos os estudos que apresentam dados relativos à espécie e
os poucos dados existentes são bastante restritos tanto no espaço como no tempo. De facto, apenas se reconhece que
o toirão ocorre por todo o território nacional, embora se admita que em escassa abundância e de uma forma
descontínua, por apresentar uma certa especialização em termos de habitat e as suas populações enfrentarem a
regressão (MAGALHÃES & PALMA 1985, SANTOS-REIS & MATHIAS 1996, MATHIAS et al. 1998).
A primeira tentativa de sistematizar a informação disponível acerca da presença ou ausência da espécie em
Portugal, e de tentar inferir acerca da sua abundância relativa, foi realizada por SANTOS-REIS (1983a). Contudo, os
dados apresentados, referem-se a uma escala temporal heterogénea e não resultam da aplicação de uma metodologia
de amostragem sistematizada. Dos 15 concelhos abrangidos, total ou parcialmente, pela área de intervenção do “Plano
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________4
de Minimização e de Compensação dos Impactos sobre o Património Natural na área do futuro regolfo de Alqueva e
Pedrogão (PMC I)”, apenas é mencionada uma referência à ocorrência da espécie (Concelho de Évora) pelo que a
situação de partida era de um desconhecimento generalizado.
Os restantes dados disponíveis para Portugal, diziam respeito a referências pontuais em áreas protegidas,
relativamente às quais foi efectuada uma inventariação da fauna de carnívoros (e.g. ABREU 1993, MATHIAS & SANTOSREIS 1994, MARQUES et al. 1995, SARMENTO et al. 1997), ou decorriam de estudos de avaliação de impacte ambiental,
onde as diferentes espécies presentes nas respectivas áreas de intervenção, são enunciadas (e.g. PETRUCCI-FONSECA
& SANTOS-REIS 1983, MATHIAS et al. 1993). Dado que a maioria destes estudos assumem a forma de relatórios técnicos,
protegidos ao abrigo da confidencialidade dos dados, torna-se difícil efectuar uma cartografia actual da distribuição da
espécie.
Nos finais de 2002 e início do corrente ano, e no âmbito do processo de revisão do Livro Vermelho dos
Vertebrados de Portugal (SNPRCN 1990) da responsabilidade do Instituto de Conservação da Natureza, decorreu um
projecto de actualização da distribuição do toirão no centro e norte do país (num total de 154 concelhos) o qual, com
base em inquéritos orais e escritos, veio a demonstrar a ocorrência generalizada da espécie na área de intervenção do
projecto (MATOS & SANTOS-REIS 2003), sendo a primeira abordagem realizada de uma forma sistematizada. O âmbito
geográfico deste projecto e os objectivos do mesmo não trouxe um contributo acrescido para o conhecimento da
espécie na área do EFMA.
2.2. LONTRA (Lutra lutra Linnaeus, 1758)
Portugal aparenta suportar uma das mais abundantes populações Europeias de lontra e a razão deste facto pode
estar relacionada com a sua localização geográfica e o fraco desenvolvimento industrial comparativamente com outros
países Europeus onde a espécie está extinta ou seriamente ameaçada (e.g. MASON & MACDONALD 1986, KRUUK 1995).
Apesar de estarmos perante uma das populações mais “saudáveis” no contexto Europeu, o grau de conhecimentos
existente sobre a espécie a nível nacional é, contudo, ainda claramente insuficiente (SANTOS-REIS et al. 1995).
Exceptuando o recente trabalho publicado por TRINDADE et al. (1998) cujo objectivo foi, com recurso a uma metodologia
padrão e uma estratégia sistematizada, cartografar a distribuição da lontra em Portugal, o número de trabalhos
produzido é ainda reduzido e restringe-se a estudos localizados no espaço e/ou tempo.
De facto, embora a situação da lontra na Europa fosse bem conhecida desde há muito (para uma revisão ver
MACDONALD & MASON 1994), em Portugal BOCAGE (1863) relata a presença frequente da lontra em todos os rios
portugueses, mas SEABRA (1900) refere-a apenas na zona norte, considerando-a mais tarde em perigo de extinção
(SEABRA, 1924). Segue-se um período onde não ocorreu qualquer publicação, o que terá levado REUTHER (1977) a
afirmar que a espécie se teria extinguido em Portugal. Apenas nos anos 80 se começou a recolher informações de uma
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________5
forma mais ou menos regular. Os trabalhos então desenvolvidos constituem a base de grande parte do conhecimento
actualmente existente sobre o estatuto e a distribuição da lontra. FERRAND-ALMEIDA (1980) encontra sinais da presença
da lontra considerando-a frequente no norte e centro do país, dados que são posteriormente confirmados por
MACDONALD & MASON (1982). É também nesta época que é publicada a primeira referência a lontras que utilizam os
ambientes dulciaquícolas costeiros efectuando incursões no mar (SIMÕES 1982). Mais tarde, SANTOS-REIS (1983 a, b)
confirma a presença da lontra em todo o território Português e a partir desse momento outros autores assinalam a
presença regular da espécie publicando dados sobre a sua ocorrência em regiões particulares (SIMÕES-GRAÇA &
FERRAND-ALMEIDA 1983, TRINDADE 1987, 1990, 1991, BEJA 1989a,b, 1991, 1992, 1995, GOMES et al. 1989, SILVEIRA
et al. 1991, CAMPOS 1993, FLORÊNCIO 1994, TRIGO 1994, SOUSA 1995, CHAMBEL 1997, PEDROSO 1997, AZINHEIRA 1998,
GOMES 1998, SALES-LUÍS 1998, FREITAS 1999, LOPES 1999, MATOS 1999, PEDROSA 2000, TRINDADE 2002). Num
passado relativamente recente foi publicada uma revisão do estado actual dos conhecimentos sobre a espécie em
Portugal, no qual é igualmente feita referência às linhas de investigação actualmente em curso (SANTOS-REIS et al.
1995).
Apesar deste elevado número de estudos levados a efeito até à data, os quais permitiram confirmar a presença da
espécie numa grande variedade de ambientes húmidos, em nenhum dos casos é possível inferir acerca da sua
abundância real uma vez que estimativas em função do número de indícios de presença são fortemente
desaconselhadas (MELQUIST & HORNOCKER 1979; KRUUK et al 1986; KRUUK & CONROY 1987).
No que se refere à área de intervenção do EFMA, TRINDADE et al. (1998) referem que das 86 quadrículas, do
sistema de coordenadas Universal Transverse de Mercantor (UTM) à escala 10*10 Km, 96.5% reveleram-se como
positivas em 1995 e as três quadrículas onde não foi possível confirmar a ocorrência de lontra ou não foi possível
identificar nenhuma linha de água ou estas eram em escasso número e de má qualidade. Uma nova monitorização
realizada em 1998, e que envolveu uma sub-amostragem das quadrículas alvo do primeiro estudo, veio a apresentar
resultados concordantes (todas as 24 quadrículas amostradas reveleram-se como positivas) e a denunciar uma
situação de estabilidade espacial (FARINHA 1999). Para além deste facto, os resultados de uma campanha de captura
levada a cabo em Março e Abril de 2000 numa área restrita da bacia do Guadiana, e direccionada para a captura de
alguns indivíduos sub-adultos destinados a um programa de re-introdução na Catalunha (Parc Natural dels Aiguamolls
de l’Empordà) permitiram a captura de 18 individuos (10 machos, 7 fêmeas e 1 juvenil de sexo indeterminado) num
período de 40 dias e numa área que envolveu 11 linhas de água principais de 3 cartas militares 1:25 000, sendo estes
resultados indicadores de uma elevada abundância populacional1.
Protocolo de cooperação estabelecido entre o Instituto de Conservação da Natureza e a Fundación Territorí i Paisatge e que contou com o apoio do Centro de
Biologia Ambiental da Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa. Dos 18 indivíduos capturados apenas 10 (6 fêmeas e 4 machos) foram alvo de
translocação para o território Espanhol.
1
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________6
2.3. GATO-BRAVO (Felis silvestris, Schreber 1777)
O gato-bravo é outra das espécies de carnívoros relativamente às quais a escassez de estudos em território
nacional é muito significativa embora se reconheça, com base em dados empíricos, que as suas populações
apresentam grandes descontinuidades e enfrentam o declínio (FERNANDES 1996).
Para além de referências históricas relativas à ocorrência da espécie em diferentes pontos do país, e que
remontam aos finais do século passado e início deste século (BOCAGE 1863, SEABRA 1900, 1910, OLIVEIRA & VIEIRA
1902, NOBRE 1904, AYRES 1914, THEMIDO 1931), são escassos os estudos que apresentam dados relativos à
distribuição da espécie e estes também são bastante restritos tanto no espaço como no tempo. De facto, relativamente
a esta espécie, apenas se reconhece que ocorre por todo o território nacional, embora se admita que em escassa
abundância e de uma forma fragmentada por as suas populações enfrentarem a regressão (MAGALHÃES & PALMA 1985,
FERNANDES 1996, SANTOS-REIS & MATHIAS 1996, MATHIAS et al. 1998, ICN 1999).
O estado dos conhecimentos acerca da espécie alvo na área de estudo, à data de início do projecto, estava
limitado a uma abordagem preliminar da sua distribuição à escala do concelho (FERNANDES 1996). Dos quinze
concelhos abrangidos total ou parcialmente pela área de intervenção do EFMA, apenas relativamente a seis a espécie
era dada como presente (Barrancos, Beja, Moura, Mourão, Serpa e Vidigueira) e os quatro restantes não foram alvo de
pesquisa (Évora, Elvas, Portel e Reguengos de Monsaraz). Esta forma de representação dificulta uma análise mais
detalhada e não permite evidenciar eventuais padrões de regressão. A situação à partida era então, e tal como o
referido para o toirão, de um desconhecimento generalizado.
Analisando, contudo, o padrão de distribuição Ibérico do gato-bravo (MITCHELL-JONES et al. 1999) verifica-se que os
eixos de ligação entre as populações “Portuguesa” e “Espanhola”, se situam no Nordeste e Sudeste de Portugal. Um
desses eixos de ligação é precisamente o constituído pela Bacia do Rio Guadiana e pela Zona Especial de
Conservação Moura-Barrancos da Rede Natura 20002, áreas que serão afectadas pela implantação das albufeiras da
barragem de Alqueva e do açude de Pedrogão e pelas redes primária e secundária do plano de rega, sendo expectável
que sofram por isso mesmo impactes negativos.
2.4. LINCE (Lynx pardinus Temminck, 1827)
O lince Ibérico é a espécie de carnívoro relativamente à qual o Instituto de Conservação da Natureza (ICN) tem
vindo a concentrar esforços nos últimos anos, numa tentativa de avaliar a situação populacional da espécie à escala
A Zona Especial de Conservação Moura-Barrancos foi criada no âmbito da directiva Habitats - Directiva n.º 92/43/CEE – que visa a conservação da biodiversidade
através da conservação dos habitats naturais e da fauna e da flora selvagens do território da União Europeia, nomeadamente mediante a criação de um conjunto de
sítios de interesse comunitário, designados como zonas especiais de conservação (ZECs) - sítios de importância comunitária no território nacional em que são
aplicadas as medidas necessárias para a manutenção ou o restabelecimento do estado de conservação favorável dos habitats naturais ou das populações das
espécies para as quais o sítio é designado (Decreto-Lei n.º 140/99 – artigo 3º). Assim, a directiva prevê o estabelecimento de uma rede ecológica europeia de zonas
especiais de conservação, a Rede Natura 2000 que englobará as ZEC, bem como as ZPE – Zonas de Protecção Especial – estas criadas no âmbito da directiva
Aves (Directiva n.º 79/409/CEE).
2
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________7
nacional e de estabelecer uma estratégia nacional de conservação da espécie (Programa Liberne - CEIA et al. 1998,
FERNANDES et al. 2001).
Considerado actualmente como o carnívoro mais ameçado da Europa (NOWELL & JACKSON 1996), até meados do
séc. XIX o lince podia ser encontrado em quase toda a Península (DELIBEs 1979, RODRIGUEZ & DELIBES 1990, CASTRO
& PALMA 1996). No entanto, a sua área de distribuição foi drasticamente reduzida e fragmentada, entre finais do século
passado e início do séc. XX, tendo-se notado esse efeito em Portugal nos anos 30 - 40, inicialmente sobretudo nas
regiões montanhosas do Norte e Centro mas posteriormente em toda a sua primitiva área de distribuição (PALMA 1980,
CASTRO & PALMA 1996). O declínio evidenciado pelo lince e assumido como preocupante nos anos 80, motivou os
primeiros estudos sobre a distribuição e situação da populacional da espécie tendo sido delineado em 1987 um plano
de recuperação na Reserva Natural da Serra da Malcata, local emblemático na consciência nacional envolvida na
conservação deste endemismo Ibérico.
A distribuição do lince no nosso país é, de acordo com os trabalhos mais recentes (CASTRO & PALMA 1996, CEIA et
al. 1998, FERNANDES et al. 2001, PALMA et al. 1999) extremamente fragmentada, consistindo uma parte considerável da
sua área de ocorrência no prolongamento ocidental da população espanhola. De acordo com estes trabalhos, o lince é
passível de ser encontrado nas áreas transnacionais do centro (Serra da Malcata – Serra da Gata, Serra de São
Mamede – Serra de São Pedro) e sul (Vale do Guadiana – Serra Morena Ocidental) do país, para além do vale do Sado
e das serras algarvias (Algarve – Odemira).
Considerando a área de intervenção do EFMA, PALMA (1980) refere uma zona de ocorrência de 60 km2, que
denomina Contenda-Barrancos, que será uma extensão da população espanhola existente na Serra Morena ocidental e
estará, aparentemente, isolada da restante população de lince no sul de Portugal. FERNANDEZ (2003) confirmam a
potencialidade da área no lado espanhol. De acordo com o mesmo autor tratar-se-ia de um dos três principais núcleos
de lince no país. CASTRO & PALMA (1996) mencionam para a mesma área ocorrências para os anos de 1981-1988 e
1994, e ocorrências não confirmadas no vale do Guadiana. Os dados apresentados pela equipa do ICN (Projecto LIFE
Nº B4-3200/94/767 - CEIA et al. 1998, FERNANDES et al. 2001) para o período compreendido entre 1987 e 1996, indicam
como áreas de presença de lince as áreas da Adiça e de Barrancos – Contenda, a primeira de carácter regular e a
segunda irregular, e identificam ainda outras duas áreas de ocorrência indeterminada (Alcarrache – Guadelim e Chança
Internacional), num total de 270 Km2 de ocupação e com um efectivo populacional estimado de 4 a 7 indivíduos.
Passados cerca de 7 anos (em 2002), realizou-se um novo censo nacional, com recurso a metodologias mais
restritivas (armadilhagem fotográfica e análise molecular de ADN fecal), que excluem dados resultantes de inquéritos, e
os resultados preliminares divulgados (P. SARMENTO, com. pess.) não confirmam a presença actual da espécie e
apontam para um cenário de pré-extinção mantendo-se como último dado comprovado de ocorrência da espécie, um
excremento recolhido em 1997 na Serra da Malcata (SARMENTO 2002).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________8
3. ÁREA DE ESTUDO
A área de estudo a que se refere o presente relatório (155 428 ha) diz respeito às 11 cartas militares (nºs 441,
452,463, 474, 481, 482, 483, 490, 491, 492 e 501), à escala 1:25000, consideradas contratualmente, e que se
distribuem no interior do espaço geográfico formado maioritariamente pelos concelhos de Alandroal, Moura, Mourão,
Portel e Reguengos de Monsaraz, e parcialmente pelos concelhos de Évora, Serpa, Vidigueira e Vila Viçosa (Fig. 1).
N
441
452
Concelhos
ALANDROAL
EVORA
MOURA
MOURÃO
PORTEL
463
REGUENGOS DE MONSARAZ
SERPA
VIDIGUEIRA
VILA VICOSA
Cartas militares 1:25 000
474
474
# Localidades
Rios
Área inundável
#
Mourão
481
482
483
491
492
#
Portel
490
0
5 km
501
Moura
#
Figura 1 – Área cartográfica de influência directa de Alqueva e respectivo posicionamento no âmbito concelhio.
No caso pontual do lince Ibérico, e por acordo expresso com a EDIA, S.A., foram igualmente consideradas para
monitorização outras áreas incluídas no espaço envolvente, representado pelas 18 cartas adicionais (440, 451, 462,
473, 483, 493, 500, 502, 503, 511, 512, 513, 514, 515, 522, 523, 524, 525) consideradas no âmbito dos estudos de
biologia e ecologia, nomeadamente do toirão e do gato-bravo. O conjunto das 29 militares assim consideradas
representa o espaço cartográfico do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva (Fig. 2).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________9
N
440
#
441
Alandroal
Redondo
#
451
452
462
463
473
Reguengos de Monsaraz
474
#
Concelhos
Alandroal
Barrancos
Beja
Borba
Elvas
Estremoz
Évora
Moura
Mourão
Portel
Redondo
Reguengos de Monsaraz
Serpa
Vidigueira
Vila Viçosa
#
Cartas militares 1:25000
Cidades
Rios
Área inundável
481
482
Mourão
483
Portel
490
491
492
493
500
501
502
503
#
#
Moura
504
Barrancos
#
#
511
512
513
514
522
523
524
525
515
0
5 km
Figura 2- Área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva.
4. ESTRATÉGIA GLOBAL DE AMOSTRAGEM
A estratégia de investigação proposta para análise da distribuição e estatuto regional das espécies de carnívoros
alvo de monitorização na área de regolfo das albufeiras de Alqueva e Pedrogão, foi delineada tendo em atenção o
reduzido grau de conhecimentos acerca das espécies na área geográfica de intervenção do projecto (ver Cap. 2), o
conhecimento dos requisitos mínimos à sua sobrevivência tendo por base os estudos efectuados em outras áreas da
sua repartição geográfica, em particular os referentes a Portugal, os hábitos discretos das espécies e as presumíveis
baixas densidades populacionais (nula no caso do lobo Ibérico).
Numa primeira fase foi adoptada uma estratégia multi-direccionada que envolveu diferentes metodologias
tradicionalmente preconizadas para avaliação da presença de mamíferos solitários e de hábitos secretivos, como a
generalidade dos carnívoros (WILSON et al. 1996). Assim, foram efectuados inquéritos previamente delineados para o
efeito e dirigidos a um público-alvo (e.g. guardas-florestais, caçadores, agricultores e pastores, entre outros).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________10
Paralelamente foram efectuados transectos diurnos para pesquisa de indícios de presença (pegadas, dejectos e tocas)
das espécies-alvo presentes na actualidade. A selecção dos transectos a efectuar obrigou ainda a um conhecimento
previo da estrutura da paisagem pelo que os trabalhos tiveram início com uma prospecção extensiva da globalidade da
área de estudo, para caracterização paisagística da área de regolfo das albufeiras de Alqueva e Pedrogão a qual,
complementada com informação digital, permitiu proceder ao mapeamento da ocupação do solo (ver Cap. 5).
A vastidão da área de estudo, os diferentes requisitos das espécies-alvo, os constrangimentos temporais impostos
pelas diferentes fases de implementação da barragem de Alqueva e a necessidade de identificar áreas importantes
para a actuação ao nível da gestão ambiental, conduziram, numa segunda fase, à necessidade de recorrer a uma
abordagem analítica que passa pelo desenvolvimento de modelos preditivos de distribuição espacial constituindo estes
últimos uma das mais valias do presente estudo.
Numa primeira fase a unidade de amostragem seleccionada foi a quadrícula 5*5 Km do sistema de projecção
GAUSS, elipsóide Hayford Datum Lisboa3, num total de 76 quadrículas das quais 68,4% (n=52) traduzem uma
representação completa e 31,6% (n=24) apenas se incluem parcialmente na área de estudo com representatividades
que variam entre os 20 e os 80%. As quadrículas do sistema GAUSS, a diferentes níveis de resolução (1*1Km, 2*2Km
ou 5*5Km) como será oportunamente referido em cada capítulo, representam as células da estrutura de dados em
grelha utilizada no Sistema de Informação Geográfica (SIG) desenvolvido no âmbito deste projecto para permitir as
diferentes abordagens analíticas.
4.1. Inquéritos
Os inquéritos, realizados sob a forma oral, não obedeceram a uma estrutura fixa pois o seu desenvolvimento
depende do inquirido, nomeadamente do seu grau de abertura ou comprometimento (CÂNDIDO 1997). No entanto, um
conjunto de questões base foi previamente definido de forma a garantir alguma homogeneidade no tratamento dos
resultados (SANTOS-REIS et al. 1999 - Anexo I). A ordem de colocação das questões junto ao inquirido foi variável, bem
como a forma como a questão era abordada. Frequentemente foram colocadas questões complementares, cuja
pertinência surgiu no decorrer de cada entrevista.
Na interpretação dos resultados dos inquéritos a informação obtida foi “filtrada” com recurso a parâmetros como,
por exemplo, o cruzamento de informação entre inquéritos, e os dados obtidos em áreas próximas e paisagisticamente
semelhantes. Assim, as informações que, de algum modo, pudessem suscitar dúvidas não foram incluídas na base de
dados (MICROSOFT ACESS 97) gerada para permitir análises subsequentes. Os inquéritos foram realizados em toda a
área de estudo definida para a primeira fase, tendo para tal sido efectuada uma tentativa de contactar habitantes das
pequenas povoações incluídas na área de estudo e, sobretudo, proprietários e/ou trabalhadores dos “montes”
(denominação pela qual são conhecidas as herdades alentejanas).
3
Devido a problemas de ordem técnica na conversão dos dados georreferenciados, e após vários testes realizados no terreno em pontos de localização precisa, o
Datum Lisboa foi aquele que revelou uma maior precisão pelo que foi o adoptado subsequentemente.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________11
O método de representação espacial seleccionado como base de trabalho para o mapeamento da
ausência/presença de cada espécie na área de intervenção do projecto, com base nos resultados dos inquéritos orais,
foi igualmente a quadrícula 5*5 Km (Fig. 3).
441B
441C
441D
441F
441G
441H
452B
452C
452D
452F
452G
452H
463B
463C
463F
463G
474B
474C
474F
474G
N
Quadrículas GAUSS 5*5 Km
Rios
Área inundável
Área de estudo
481A
481B
481C
481D
482A
482B
482C
482D
483A
483B
483C
483D
481E
481F
481G
481H
482E
482F
482G
482H
483E
483F
483G
483H
490A
490B
490C
490D
491A
491B
491C
491D
492A
492B
492C
492D
490E
490F
490G
490H
491E
491F
491G
491H
492E
492F
492G
492H
501A
501B
501C
501D
501E
501F
501G
501H
0
5 km
Figura 3 – Representação espacial do sistema de coordenadas GAUSS 5*5 km da área cartográfica de influência directa da
barragem de Alqueva.
4.2. Pesquisa de indícios de presença
A pesquisa de indicíos de presença é um dos métodos mais usuais no estudo de mamíferos carnívoros (WILSON et
al. 1996) não só pela dificuldade de implementação de técnicas de detecção directa, advinda dos hábitos secretivos e
nocturnos das referidas espécies, mas também pelas características particulares dos mesmos que permitem uma
identificação muito rigorosa (e.g. FAPAS 2000).
O método de representação espacial seleccionado no âmbito deste estudo foi também utilizado como base de
trabalho para a definição dos percursos pedestres, metodologia utilizada na prospecção de indícios de presença das
várias espécies de ocorrência potencial na área de estudo. Em cada quadrícula 5*5 Km foi definido um percurso com a
extensão de 10 Km, numa primeira fase distribuído pela área de acordo com a representatividade de cada elemento de
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________12
paisagem. O percurso amostrado foi caracterizado em termos de variáveis físicas (temperatura, nebulosidade, vento) e
ambientais (tipo de biótopo, tipo de linha de água, entre outras). Em cada um dos transectos foi registado o número de
indícios de presença identificados, bem como as características do habitat envolvente dos mesmos. A resolução
espacial dos indícios de presença de cada espécie na área prospectada foi pontual, e todos os pontos foram
georreferenciados, recorrendo ao sistema de posicionamento global com correcção diferencial (GPS Magellan PromarkX).
Após a avaliação prévia da distribuição das espécies-alvo na área de intervenção do projecto (1999), as estratégias
de amostragem subsequentes foram revistas e direccionadas tendo em atenção os padrões de distribuição emergentes
da referida análise, para aplicação entre Janeiro e Dezembro de 2000 (ver Cap. 7).
Na segunda fase (Janeiro de 2001 a Dezembro de 2003) foi dada especial ênfase aos efeitos da desmatação e
desarborização efectuados na área da barragem do Alqueva, até às cotas de 150 e 152 metros, respectivamente, e do
enchimento, iniciado em Fevereiro de 2002.
4.3. Modelos Preditivos de Distribuição Espacial
Através da análise da adequabilidade do habitat para cada uma das espécies dentro e fora da área inundável é
possível prever a distribuição potencial das mesmas e o impacte da construção da barragem, e consequentemente
fundamentar a proposta de algumas medidas de minimização.
Para fazer esta análise tentou-se conhecer a associação entre a ocorrência das espécies e diversas variáveis
ambientais, de forma a calcular a probabilidade de ocorrência dessas espécies na globalidade da área afecta ao
Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva. Os níveis mais elevados de probabilidade de ocorrência corresponderão
às áreas que lhe são potencialmente mais favoráveis.
Assim, se as áreas mais adequadas em toda a área de intervenção do projecto estiverem dentro da área inundável
o impacto será mais elevado, do que se estiverem tanto nas áreas dentro como fora da área inundável. Por outro lado,
o conhecimento da adequabilidade do habitat nas áreas envolventes à zona inundável permitirá definir medidas de
gestão ambiental de forma a minimizar os impactes gerados quer com a desmatação/desarborização quer com o
subsequente enchimento.
Para a análise da probabilidade de ocorrência do toirão, lontra e gato-bravo (únicas passíveis de análise uma vez
que o lobo está extinto e o lince pré-extinto), para além do coelho-bravo como espécie-presa chave, utilizou-se o
método de regressão logística múltipla.
Este método é mais flexível que outras técnicas, por ser relativamente livre de restrições. Esta análise tem a
capacidade de avaliar todo o tipo de variáveis (discretas, contínuas ou dicotómicas), a variedade e complexidade dos
dados que podem ser analisados é quase ilimitada (TABACHNICK & FIDELL 1996), para além da fácil utilização do ponto
de vista matemático e o facto de conduzir a uma interpretação com significado biológico (HOSMER & LEMESHOW 1989).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________13
4.3.1 Análise de Regressão Logística
O modelo de regressão logística, apresenta-se da seguinte forma:
π ( x ) =
e
e
g ( x )
g ( x )
+ 1
sendo π (x) a probabilidade de ocorrência de uma dada espécie que assume valores entre 0 e 1. O valor de g (x)
obtém-se através da seguinte equação: g(x) = β0 + β1x1 + β2x2 +..... + βpxp, onde β0 é uma constante e β1, β2....βp,
são os coeficientes das respectivas variáveis independentes x1, x2... xp (HOSMER & LEMESHOW 1989). A construção do
modelo envolve duas fases: (1) a selecção das variáveis ambientais e (2) a avaliação da qualidade do modelo que deve
ter em conta a significância dos parâmetros que explicam a variação da variável dependente e o ajustamento do modelo
aos dados (TREXLER & TRAVIS 1993). Para a construção do modelo recorreu-se ao programa estatístico SPSS (NORUSIS
1993).
A análise de regressão logística necessita de dois tipos de informação: dados biológicos que correspondem à
informação sobre a ocorrência das espécies e um conjunto de variáveis independentes potencialmente associadas a
essas ocorrências. Esta informação é reunida numa matriz de dados em que as unidades de amostragem, definidas
previamente para cada espécie, são caracterizadas quer em termos biológicos como de variáveis ambientais.
Dados biológicos
As amostras relativas às diferentes espécies em análise correspondem a quadrículas GAUSS com diferentes graus
de resolução e, na maioria dos casos, foram seleccionadas aleatoriamente para prospecção no terreno (Tab. 1). No
caso do toirão e do gato-bravo, a amostra contém, para além das quadrículas aleatórias seleccionadas, outras com
presença confirmada (dados pontuais).
Tabela 1 – Caracterização das amostras das espécies analisadas em termos de tipo de informação, unidade e de nº de
unidades de amostragem.
Tipo
Unidade de
de informação
amostragem
Nº de unidades de
amostragem
Toirão
Presença/ausência
Quadrícula 1*1 Km
116
Lontra
IQA(1)
Segmentos de 0,2 Km2
99
Gato-bravo
Presença/ausência
Quadrícula 1*1 Km
89
Coelho-bravo(2)
Presença/ausência
Quadrícula 1*1 Km
998
Coelho-bravo(3)
Presença/ausência
Quadrícula 1*1 Km
198
(1)
Índice Quilométrico de Abundância (nº de indícios/Km) (STAHL 1986)
(2)
Modelo preditivo desenvolvido para as 21 cartas militares
(3)
Modelos preditivos desenvolvidos para as 11 cartas militares
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________14
O tipo de informação utilizado no desenvolvimento do modelo para a lontra é diferente do utilizado relativamente às
outras espécies abordadas neste projecto (Tab. 1). A amostra utilizada para a análise estatística da situação da lontra
corresponde aos resultados da aplicação da metodologia de campo do ano 2000 (ver ponto 7.2.1.1.), sendo o modelo
construído com base em informação recolhida relativamente às 11 cartas consideradas prioritárias (área de influência
directa da albufeira de Alqueva).
Dada a ampla distribuição da lontra na área de estudo, a informação pretendida é, não a distribuição potencial da
lontra, mas sim conhecer as suas zonas de utilização preferencial. Assim, nesta situação, a variável dependente
consiste no indíce quilométrico de abundância (IQA) o qual foi codificado em duas classes. A classe 0 representa o
menor grau de utilização da área e inclui os 40 valores de IQA mais baixos, e a classe 1, que corresponde a um maior
grau de utilização e inclui os 40 valores de IQA mais altos, sendo o valor máximo obtido 202 indícios/Km. A predição da
intensidade de utilização do habitat por parte da lontra só faz sentido nas linhas e planos de água visto ser uma espécie
comprovadamente dependente da presença de água e que raramente se afasta de uma forma significativa das mesmas
excepto quando em dispersão e na época do cio. Também a marcação do território está estritamente relacionada com a
linha de água visto que a grande maioria dos indícios encontrados ocorrem a distâncias inferiores a 5 m da margem da
água (e.g. PEDROSO 1997). Assim, para caracterizar a área envolvente das linhas e planos de água construíram-se
segmentos com 1000 m de comprimento e 200 m de largura em média. Desta forma o mapeamento da adequabilidade
do habitat é feito por segmentos e não por quadrículas.
Os modelos desenvolvidos quer para o toirão, quer para o gato-bravo, foram construídos com informação obtida no
conjunto das 21 cartas prospectadas no âmbito da realização dos estudos de biologia e ecologia destas espécies
(MATOS et al. 2001, PEREIRA et al. 2001). No entanto, e uma vez que no âmbito do projecto de monitorização apenas as
11 cartas prioritárias são alvo de análise, a informação constante deste relatório diz apenas respeito a estas.
Relativamente ao coelho-bravo, foram desenvolvidos 3 modelos: um primeiro com os dados recolhidos no conjunto
das 21 cartas, igualmente no âmbito dos estudos de biologia e ecologia de toirão e gato-bravo, e um segundo e um
terceiro apenas com dados relativos às 11 cartas prioritárias, sendo o primeiro relativo aos dados recolhidos em 2000,
durante a fase pré-desmatação, e o segundo aos dados obtidos no ano seguinte, fase pós-desmatação, nas mesmas
quadrículas amostradas, servindo de base para comparação da distribuição da espécie nos dois anos consecutivos.
Neste relatório será igualmente apresentado o primeiro modelo relativo às 21 cartas pelo facto do trabalho de
prospecção para o lince Ibérico abranger esta área mais vasta.
Variáveis ambientais
Para o desenvolvimento dos modelos de regressão logistica reuniu-se uma série de variáveis ambientais que
potencialmente estão associadas às espécies alvo, as quais estão apresentadas na tabela que se segue e que inclui
igualmente as respectivas fontes de informação (Tab. 2). A descrição das variáveis ambientais seleccionadas para
análise relativamente a cada uma das espécies encontra-se no Anexo II.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________15
Tabela 2 – Fontes de informação para as variáveis ambientais utilizadas na análise preditiva da distribuição das espécies alvo.
Variáveis ambientais
Ocupação do solo/ biótopos
Fonte
Fotointerpretação de ortofotomapas Map/Euroteam(1)
Cartas uso do solo do CNIG de 1990 e trabalho de campo(2)
Aglomerados de pedra
Cartas militares 1:25000 e trabalho de campo
Afloramentos rochosos
Trabalho de campo
Solo
Instituto de Hidráulica, Engenharia Rural e Ambiente e trabalho de campo(2)
Geologia
Maps/Euroteam(1)
Hidrologia
Maps/Euroteam(1)
Gado
Trabalho de campo(2)
Zonas de caça
Instituto Florestal e trabalho de campo(2)
Densidade populacional
Instituto Nacional de Estatística - Censo de 1990
Áreas urbanas e casas
Fotointerpretação dos ortofotomapas Map/Euroteam(1)
Estradas
Map/Euroteam(1) e trabalho de campo
Coelho(3)
Trabalho de campo e modelo preditivo de distribuição espacial
Presas da lontra(4)
Trabalho de campo
Fontes de Poluição(4)
Map/Euroteam(1)
Métricas para o uso do solo
Cálculos em Arcview 3.2 sobre a ocupação do solo digitalizada
(1)
Informação cedida pelo Núcleo de Património Natural da EDIA S.A.
(2)
A informação recolhida no trabalho de campo foi utilizada apenas no desenvolvimento dos modelos preditivos do coelho-bravo.
(3)
Variável utilizada apenas no desenvolvimento do modelo preditivo do toirão e gato-bravo.
(4)
Variáveis utilizadas apenas no desenvolvimento do modelo preditivo da lontra.
Relativamente à informação obtida no terreno, esta apresenta a desvantagem de estar limitada apenas às áreas
prospectadas, que conforme oportunamente explicitado (ver Cap. 3) correspondem apenas a uma sub-amostra da
totalidade da área de intervenção do projecto. Nesta situação se o modelo desenvolvido seleccionar este tipo de
variáveis não é possível extrapolar para toda a área de estudo e mapear o resultado final.
4.3.1.1. Selecção de variáveis para construção do modelo
Para a selecção das variáveis a incorporar no modelo utilizou-se a análise univariada. Para que as variáveis sejam
candidatas ao modelo, têm de apresentar pelo menos um moderado nível de associação com a presença/ausência da
espécie. No contexto univariado foi utilizado, para o toirão e gato-bravo, o teste do Qui-Quadrado de Pearson (variáveis
em classes) e o teste de Mann-Whitney (U) (variáveis contínuas) (PEREIRA 1996). No caso da lontra foi usado o teste de
Wald. As variáveis foram codificadas em classes por este procedimento revelar melhores resultados (Anexo III).
Nesta fase preliminar da análise optou-se por seleccionar as variáveis de reconhecida importância biológica e as
que apresentavam uma significância inferior a 0,25 de forma não serem eliminadas variáveis que possam ter uma
associação, mesmo que ténue, com a ocorrência da espécie (HOSMER & LEMESHOW 1989). Quando o número variáveis
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________16
com significância menor que 0,25 era elevado, seleccionavam-se as variáveis com um nível de significância inferior. No
caso da lontra, o valor de significância considerado foi 0,05 devido ao elevado número de variáveis seleccionadas
nesta fase.
Para as variáveis seleccionadas pela análise univariada foi testada a multicolinearidade, dada a elevada
sensibilidade que os modelos de regressão logística demonstram a este factor (TABACHNICK & FIDELL 1996). A
multicolinearidade ocorre quando uma variável independente está correlacionada com outra variável independente.
Assim para encontrar as variáveis correlacionadas foi calculado o coeficiente de correlação de Spearman (rs) entre cada
par. Este teste não-paramétrico foi seleccionado pelo facto das variáveis seleccionadas não apresentarem uma
distribuição normal. Foram apenas seleccionadas entre os pares de variáveis correlacionadas (r> |0,65|) as variáveis
que apresentam maior significado biológico ou que traduzem melhor as características da área de estudo (MORISSON et
al. 1992).
Ao nível da análise multivariada, começou por aplicar-se o sistema de inclusão progressiva de variáveis passo-apasso (“stepwise forward”). Deste modo, os limites máximo e mínimo que se fixaram para a inclusão e exclusão das
variáveis são 0,15 como valor máximo de significância de entrada, e 0,20 como mínimo valor associado à remoção de
uma variável (HOSMER & LEMESHOW 1989).
A significância das variáveis independentes do primeiro modelo construído foi avaliada através do ψ - odds ratio
(valor da razão das possibilidades) e do seu significado biológico. O odds-ratio permite uma interpretação quantitativa
de cada coeficiente: um valor igual a 1 indica que tem influência reduzida na variável independente; quando é maior ou
menor que 1, a variável representa respectivamente uma contribuição positiva ou negativa para a presença da espécie
(TABACHNICK & FIDELL 1996).
4.3.1.2 Avaliação da qualidade de ajustamento do modelo
Depois de seleccionadas as variáveis que se mostraram informativas para o modelo é necessário avaliar a
linearidade da associação de cada variável em relação à variável dependente. Para tal, foi utilizada a comparação do
Teste da Razão das Verosimilhanças (Teste G) do modelo com a variável categorizada e não categorizada. As
variáveis que apresentavam uma relação não linear com a presença/ausência da espécie são incluídas na análise sob a
forma de variáveis categóricas.
Estudaram-se possíveis interacções biologicamente plausíveis entre as variáveis seleccionadas para o modelo,
através do Teste da Razão das Verosimilhanças (Teste G). As interacções que maximizem a capacidade preditiva do
modelo são incluídas no modelo, em detrimento das contribuições individuais das variáveis envolvidas. Os testes
apresentados estão descritos no Anexo IV.
Com o objectivo de avaliar a capacidade preditiva do modelo e analisar em que medida este descreve a realidade,
foram calculadas as taxas de classificação correctas e realizou-se o Teste χ2 de Pearson.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________17
Relativamente às taxas de classificação correctas, ao comparar o modelo construído com a real distribuição da
espécie é possível identificar dois resultados potencialmente correctos e dois tipos de erros. O erro Tipo I ocorre quando
o modelo prevê a presença da espécie e na realidade ela está ausente. Este erro pode ocorrer devido a vários factores:
devido a uma incorrecta ou inadequada amostragem da espécie; uma sobrevalorização do modelo para algumas
variáveis ambientais; ou ainda porque falhou em encontrar o parâmetro ambiental que influencia a presença da espécie.
Pelo contrário, o erro Tipo II ocorre quando o modelo prevê a ausência da espécie e na realidade está presente. Este
erro pode ocorrer por vários factores: porque os animais detectados ocorrem esporadicamente; porque a sua presença
não indica uma verdadeira qualidade do habitat; por um efeito de amostragem; ou porque o modelo não inclui uma
variável vital para a presença da espécie.
Com base nas taxas de classificação correcta é possível identificar o ponto de corte. Este será tanto melhor quanto
maior o equilíbrio entre os erros e as taxas de classificação correctas. Uma vez que se pretendem encontrar as áreas
potencialmente favoráveis à ocorrência da espécie, deve-se seleccionar como ponto de corte aquele que minimize o
erro Tipo I no sentido de maximizar a classificação correcta do modelo em relação às presenças (MORISSON et al.
1992). O modelo com taxa de classificação correcta superior a 70% é considerado um bom modelo.
A distância entre os valores observados e os estimados foi medida através do Teste χ2 de Pearson. O valor do X2
é obtido por Σ r(yj, πj)2, onde r(yj, πj) = (yj, πj)/(πj.(1-πj), sendo y as presenças observadas da espécie, π a probabilidade
de ocorrência da espécie, j o número de quadrículas da amostra e os graus de liberdade = j – (nº variáveis +1) para
p<0,05 (ZAR, 1984). Sendo Ho o ajustamento do modelo aos dados, a Ho não é rejeitada se χ2 >X2 para p> 0,05.
Outra forma de avaliar a “performance” do modelo é através da curva ROC (“Receiver-Operating Characteristics”),
a partir da qual se obtém a área abaixo da curva ROC, considerada um indicador efectivo da “performance” do modelo
independente da probabilidade do intervalo de confiança na qual a presença da espécie é aceite e que optimiza as
probabilidades dos intervalos de confiança que maximizam a percentagem de verdadeiras presenças e ausências
correctamente classificadas (MANEL et al. 2001).
5. MAPEAMENTO DA OCUPAÇÃO DO SOLO
5.1. Metodologia
Para o mapeamento da ocupação do solo da área de estudo, numa primeira fase efectuou-se uma prospecção
extensiva de toda a área de estudo para uma caracterização paisagística preliminar e definição das unidades de
paisagem a considerar em todo o processo analítico subsequente. De facto, nesta primeira abordagem foi inventariado
um número demasiado elevado (n= 82) de classes de ocupação do solo (Anexo IV), uma diversidade que, embora
previsível dada a vastidão da área, colocava alguns constrangimentos no processo de delineamento da estratégia de
amostragem a implementar no terreno e no processo analítico subsequente. Assim, e tendo em conta que os valores de
ocupação do solo se mostraram muito heterogéneos em termos de representatividade de cada classe, optou-se por
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________18
agrupar as classes com mais afinidades em termos da sua função e significado para as espécies, de acordo com o
conhecimento existente.
A metodologia empregue durante o processo de mapeamento foi a fotointerpretação de ortofotomapas digitais
(1995, escala 1:5 000) disponibilizados pela Empresa de Desenvolvimento e Infraestruturas do Alqueva, S.A. tendo esta
informação sido complementada com as cartas de ocupação do solo disponibilizadas pelo Centro Nacional de
Informação Geográfica (dados de 1990). A delimitação das respectivas manchas e o agrupamento das diferentes
classes de ocupação, foram realizados com recurso ao programa ArcView 3.1 para Windows. A validação deste
processo de interpretação, bem como o mapeamento de áreas relativamente às quais não havia informação digital
disponível, foi efectuada no terreno por processos manuais utilizando como base cartográfica as cartas militares à
escala 1:25 000 e fazendo recurso ao sistema de posicionamento global com correcção diferencial (GPS Magellan
Promark-X).
5.2. Resultados e discussão
Uma vez que o processo de fotointerpretação e de validação e mapeamento no terreno era bastante moroso, facto
que implicava um esforço de campo adicional inicialmente não previsto, a área de estudo não foi cartografada na sua
totalidade, mas apenas as cartas que prioritariamente interessavam ao cumprimento dos objectivos propostos neste
projecto. Assim, no total foram cartografadas 21 cartas (e adicionalmente a carta 525A) das 29 correspondentes à área
global de intervenção do projecto (por ausência de fotografias aéreas), correspondendo a uma área de 267 529 ha (Fig.
4).
Do total inicial de 82 biótopos (Anexo IV) resultaram 16 classes de ocupação do solo (Tab. 3), a serem
consideradas em todas as fases subsequentes do trabalho desenvolvido.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________19
N
Ocupação do solo
Área social
Estepes
Eucaliptal
Matagal
Matos
Montado com subcoberto
Montado sem subcoberto
Olival selvagem
Pinhal
Planos de água
Plantações recentes
Olival/Pomar/Horta
Rio
Rocha nua
Vegetação ripicola
Vinha
0
5 km
Figura 4 – Mapa da ocupação do solo na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, definida para o
desenvolvimento de modelos espaciais.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________20
Tabela 3 – Classes de ocupação do solo e a sua representatividade na área de estudo (% de OCUP.- % de ocupação de cada
biótopo; N.º MANCH.- n.º de manchas de cada biótopo; T. MED. MANCH.- Tamanho médio das manchas de cada biótopo).
CLASSES DE OCUPAÇÂO DE SOLO
% de OCUP.
N.º MANCH.
T. MED. MANCH. (ha)
1
Área Social
0,56
702
1,24
2
Estepes
33,64
1139
45,91
3
Eucaliptal
2,95
107
42,79
4
Matagal
0,71
99
11,17
5
Matos
3,61
459
12,21
6
11,12
828
20,87
7
32,98
890
57,59
8
Olival / Pomar / Horta
9,47
654
22,51
9
Olival selvagem
0,13
23
9,05
10 Pinhal com subcoberto
0,15
36
6,43
11 Planos de água
0,20
327
0,93
12 Plantações recentes
1,16
61
29,60
13 Rio
1,09
77
21,95
14 Rocha nua
0,01
4
4,64
15 Vegetação ripícola
0,77
839
1,42
16 Vinha
1,46
162
14,03
100,00
6047
302,33
TOTAL
Da análise do mapeamento realça-se a reduzida representatividade da rocha nua presente na área de estudo
apenas em 4 manchas (4,64%) e com uma percentagem de ocupação do solo de 0,01% (Tab. 3). Também com uma
representatividade relativamente reduzida surgem o olival selvagem e o pinhal com subcoberto (com percentagens de
ocupação do solo de 0,13% e 0,15%, respectivamente), presentes num número reduzido de pequenas manchas (23
manchas de olival selvagem de tamanho médio de 9,05 ha e 36 manchas de pinhal com subcoberto de tamanho médio
de 6,43 ha).
A par com estes biótopos estão os planos de água (charcas, açudes, pequenas barragens) e a área social, também
com uma baixa percentagem de representação no conjunto da área prospectada (0,20% e 0,56%, respectivamente),
muito embora ocorram dispersos num número elevado de manchas (n= 327 e 702) de dimensões muito reduzidas
(0,93 ha e 1,24 ha). Efectivamente, estes dois biótipos apresentam as manchas mais pequenas encontradas na área de
estudo.
As unidades de paisagem de presença mais regular no conjunto foram as estepes e o montado sem subcoberto,
presentes respectivamente em 33,64% e 32,98% das quadrículas prospectadas, apresentando as estepes o maior
número de manchas da área (n= 1139) do total dos 16 biótopos considerados, enquanto que o montado sem
subcoberto é o que apresenta o tamanho médio por mancha (57,59 ha) mais elevado.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________21
6. AVALIAÇÃO DA DISTRIBUIÇÃO E ABUNDÂNCIA DO COELHO-BRAVO
6.1.Metodologia
6.1.1.Estratégia pré-desmatação / desarborização
A área de estudo para efeito do mapeamento da distribuição e abundância do coelho-bravo consistiu na globalidade
da área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva, num conjunto de 21 cartas militares à escala
1:25 000, tendo como objectivo avaliar a situação populacional do coelho-bravo não apenas nas 11 cartas prioritárias,
mas igualmente nas áreas seleccionadas para prospecção de lince Ibérico.
A unidade de amostragem seleccionada para a representação espacial do padrão de distribuição e abundância do
coelho-bravo foi a quadrícula 1*1Km do sistema de projecção GAUSS (elipsóide Hayford Datum Lisboa),
correspondendo a um total de 2 708 quadrículas. Sendo o objectivo a realização de um censo circunscrito
temporalmente, de forma a evitar enviesamento de resultados, mas que fosse representativo da área de estudo, optouse por seleccionar quadrículas com uma disposição alternada (Fig. 5), nas quais seria avaliada a situação da espécie e
seria efectuada uma caracterização em termos do tipo e representatividade dos biótopos presentes, características do
solo, regime cinegético e ocorrência de gado (Anexo II). Assim, o esforço de amostragem para o coelho-bravo na área
cartográfica definida para o desenvolvimento dos modelos espaciais traduz-se em 998 quadrículas 1*1 Km nas quais
foram efectuados transectos e 1082 quadrículas 1*1 Km apenas caracterizadas; apenas relativamente a 628
quadrículas 1*1 km não foi obtida qualquer informação.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________22
N
Transecto+caracterização
Caracterização
Sem informação
Área prevista para inundação
0
5 km
Figura 5 – Esforço de amostragem para a avaliação da situação populacional do coelho-bravo na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva definida para o desenvolvimento de modelos espaciais.
A avaliação da situação do coelho-bravo na área de estudo baseou-se na contagem de latrinas e dejectos isolados
em transectos realizados ao longo de caminhos de terra cuja largura não excedesse os 2m. PAIS & PALMA (1998)
referiram, para o nordeste Algarvio, que os caminhos são pontos de amostragem representativos da presença de
coelho-bravo, embora não necessariamente da sua abundância relativa nos habitats adjacentes aos mesmos. Contudo,
ÂNGELO (2000), e para a mesma área, analisou esta questão e verificou que a contagem de latrinas em caminhos de
terra pode ser utilizada para determinação das abundâncias relativas de coelho-bravo nos habitats adjacentes.
PALOMARES (2001) refere que a contagem de dejectos traduz aceitavelmente a abundância relativa de coelho-bravo,
tornando-se particularmente útil em amostragens de larga escala.
Os transectos tiveram uma extensão de 250m, ao longo dos quais foi quantificado o número de latrinas, definidas
como aglomerados de 20 ou mais dejectos dentro de um raio de 10cm, à semelhança de outros estudos realizados em
Portugal (ABREU et al. 1998, PAIS & PALMA 1998, BASTO 1999); em 6 rectângulos de 1*2m dispostos a cada 50m do
transecto foi igualmente contado o número de dejectos isolados. Sempre que possível, o transecto posicionou-se no
centro da quadrícula e no biótopo dominante da mesma, evitando ecótonos.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________23
O objectivo de realizar uma amostragem tão pontual quanto possível no tempo terá sido cumprido apesar de aquela
ter decorrido entre 12 de Maio e 7 de Setembro de 2001, em resultado da dimensão da área prospectada, do esforço de
campo envolvido e de não estar previsto contratualmente. De facto, o Inverno anterior foi excepcionalmente chuvoso,
tendo lixiviado todos os dejectos e resíduos anteriores.
Além disso, a amostragem teve início no final da época reprodutora, quando as populações de coelho apresentam
os efectivos máximos (ALVES & MORENO 1996, GIL-SÁNCHEZ et al. 1999, PALOMARES 2001). Assim, podemos considerar
que foi contabilizado o número máximo de dejectos, uma vez que, a partir daí, a taxa de deposição terá sido mais lenta,
bem como a taxa de desaparecimento dos mesmos, uma vez que esta última ocorre mais rapidamente na Primavera,
quando as condições de temperatura e humidade permitem o início da actividade por parte de organismos que
degradam mais rapidamente os dejectos (LUMARET & KIRK 1987 in IBORRA & LUMARET 1997).
6.1.2. Estratégia pós-desmatação/desarborização
Durante o mês de Julho de 2002 foi efectuada uma reavaliação da abundância relativa de coelho-bravo de forma a
obter uma perspectiva da evolução da distribuição e abundância da espécie na área de estudo em monitorização, ou
seja, as 11 cartas prioritárias, por serem as únicas que foram sujeitas a intervenção.
Face a constrangimentos logísticos e temporais, tanto mais que se trata de uma espécie cuja monitorização não
estava prevista contratualmente, apenas foi possível monitorizar 33,7% das quadrículas amostradas em 2001 de entre
as 11 cartas consideradas prioritárias para efeitos de monotorização, tendo-se optado por efectuar uma amostragem de
todas as quadrículas que tinham revelado presenças e uma selecção aleatória de quadrículas que tinham revelado
ausências, num total de 191 quadrículas 1*1 Km do sistema de projecção GAUSS (Fig. 6), onde se realizaram
transectos, seguindo a metodologia anteriormente descrita.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________24
N
Transectos
0
5 km
Figura 6 – Esforço de amostragem para o coelho-bravo na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase
pós-desmatação/desarborização.
6.2. Resultados e discussão
6.2.1. Evolução do padrão de distribuição
FASE PRÉ-DESMATAÇÃO/DESARBORIZAÇÃO
Os dois métodos testados para estimar a abundância relativa de coelho-bravo, revelaram uma elevada
concordância entre o número de latrinas e de dejectos isolados registados nos transectos (rS= 0,74; p= 0,000; n= 995),
tal com o demostrado num estudo realizado na Zona Especial de Conservação Moura/Barrancos por BALTAZAR (2001),
pelo que a utilização de qualquer um destes indícios como indicador da abundância relativa de coelho-bravo se revelou
adequada, tendo sido seleccionado apenas um (a contagem de latrinas) para as análises subsequentes. Foram
consideradas as seguintes classes de abundância relativa de coelho-bravo: ausente (0 latrinas); pouco abundante (1 a
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________25
7 latrinas) e abundante (8 ou mais latrinas). O coelho-bravo encontrava-se presente em quase metade das quadrículas
prospectadas (41,4%; n= 412), distribuindo-se de uma forma relativamente generalizada por toda a área (Fig. 7). No
entanto, cerca de um terço (31,8%; n= 131) das ocorrências traduzem, na realidade, uma reduzida abundância relativa
da espécie. Ou seja, o coelho-bravo é abundante em apenas 28,2% (n= 281) das quadrículas onde foi efectuado
transecto, sendo observável uma forte associação destas ao vale do rio Guadiana. De entre estas últimas, 25,0% (n=
70) ficarão submersas quando do enchimento da Barragem à cota 152.
N
Abundante
Pouco abundante
Ausente
Quadrículas não prospectadas
Área inundável
0
5 km
Figura 7 - Mapeamento da abundância relativa de coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de
Alqueva e parte da área cartográfica envolvente.
De referir ainda que os núcleos de maior abundância da espécie apresentam um padrão fragmentado, indiciando
um possível isolamento entre as populações e uma maior vulnerabilidade com consequente risco de extinção. Com
intuitos comparativos, na figura 8 podemos observar a abundância relativa de coelho-bravo nas quadrículas
seleccionadas para efectuar a reavaliação do padrão de distribuição e abundância da espécie na fase seguinte e
construção do modelo preditivo.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________26
FASE PÓS-DESMATAÇÃO/DESARBORIZAÇÃO
Os resultados da amostragem efectuada nas 191 quadrículas 1*1 km, dentro das 11 cartas prioritárias, foi
comparada com os relativos à amostragem anterior (fase pré-desmatação/desarborização). Observa-se uma redução
na abundância de coelho-bravo de 40,8% para 26,1% e considerou-se a espécie pouco abundante em 24,6% das
quadrículas, comparativamente com os 9,4% observados em 2000 (Fig. 8).
N
Fase pré-desmatação/desarborização
Fase pós-desmatação/desarborização
Abundante
Pouco abundante
Ausente
Área inundável
Rios
0
5 km
Figura 8 - Mapeamento da abundância relativa de coelho-bravo nas quadrículas 1*1 Km seleccionadas para monitorização, na
área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva.
À semelhança do ano anterior , o coelho-bravo mostra-se ausente em 49% das quadrículas mas os núcleos de
maior abundância apresentaram um padrão ainda mais fragmentado e com menor extensão, comparativamente com a
situação anterior (Fig. 8).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________27
Conclui-se assim que, os efeitos da desmatação/desarborização não influenciaram o padrão de distribuição
(presença/ausência) da espécie, mas afectaram de forma significativa a abundância da mesma.
6.2.2. Modelo preditivo de distribuição espacial
O modelo representado na tabela 4 e figura 9 refere-se, não apenas à área de influência directa da barragem de
Alqueva mas ao um conjunto de 21 cartas na área de implantação do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva e
foi construído no decurso dos estudos de biologia e ecologia de toirão e gato-bravo (MATOS et al. 2001; PEREIRA et al.
2001).
Tabela 4 – Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelhobravo na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva, e respectivos coeficientes (β ) e erros-padrão
(S.E.(β )), estatística de Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.), significância do teste de Wald (Wald (p)) e Odds ratio (ψ ).
Variáveis
β
S.E.(β)
Montado de azinho com subcoberto
Wald
g.l.
Wald (P)
6,589
2
0,037
ψ
Montado de azinho com subcoberto [0-50%[
0,402
0,274
2,152
1
0,142
1,495
Montado de azinho com subcoberto [50%-100%]
0,805
0,343
5,500
1
0,019
2,237
5,424
2
0,066
Matos
Matos [0-50% [
0,677
0,294
5,294
1
0,021
1,969
Matos [50%-100%]
0,325
0,553
0,345
1
0,557
1,384
Aglomerados de pedras
1,141
0,483
5,584
1
0,018
3,130
16,460
2
0,000
Regime cinegético especial
]0,25-0,75Km2]
Regime cinegético especial ]0,75-1Km2]
0,528
0,338
2,437
1
0,006
1,695
1,057
0,266
15,779
1
0,000
2,879
12,245
2
0,002
Distância às zonas urbanas
Distância às zonas urbanas [2501-5000m[
0,903
0,328
7,555
1
0,006
2,466
Distância às zonas urbanas [>5000m[
1,105
0,317
12,136
1
0,000
3,018
Constante
1,784
0,332
28,925
1
0,000
0,168
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________28
N
Probabilidade de ocorrência de coelho-bravo
0 - 25%
25% - 50%
50% - 75%
75% - 100%
Área inundável
0
5 km
Figura 9 - Mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelho-bravo (quadrículas 1*1 Km) estimados pelo modelo de regressão
logística para a área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva.
Avaliação da qualidade de ajustamento do modelo
Verifica-se que o modelo obteve uma percentagem de classificação correcta intermédia, 66,9%, na classificação
dos próprios casos sobre os quais havia sido construído (69,7% de presenças correctamente classificadas e 64,2% de
ausências; ponto de corte = 0,5), taxa que esteve ligeiramente abaixo do valor mínimo considerado para um modelo
com um bom poder preditivo.
Apesar da considerável quantidade e diversidade de variáveis independentes que foram tidas em consideração
para a construção dos modelos, o facto de não terem sido considerados factores que se esperava terem uma influência
significativa nas populações de coelho-bravo – os surtos de mixomatose e, mais recentemente, da doença hemorrágica
viral (VILAFUERTE et al. 1994 in ALVES & MORENO 1996, SUMPTION & FLOWERDEW 1985, CASTRO 1992), bem como a
forma como tem sido exercida a gestão cinegética desta espécie, que é uma das mais exploradas da Península Ibérica
(ALVES & MORENO 1996), nomeadamente através de operações de repovoamento (MONTEIRO 1994) - terá
possivelmente originado estes desvios relativamente ao ajuste ideal. A razão da não inclusão das referidas variáveis
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________29
prende-se com o facto de não se encontrarem disponíveis dados em formato digital nos serviços oficiais competentes
(Direcção Geral de Veterinária e Direcção Geral de Florestas), sendo que a sua inclusão exigiria um esforço no terreno
não compatível com os outros trabalhos em curso.
Observa-se, igualmente, um desequilíbrio entre as percentagens de previsões correctas para as presenças e
ausências de coelho-bravo, sempre com vantagem para as primeiras. Em parte, este resultado deve-se ao facto de a
classificação ser sensível ao número de observações para cada classe da variável resposta, favorecendo sempre o
grupo maior (HOSMER & LEMESHOW 1989). No entanto, em qualquer dos modelos, a diferença entre o número de
observações de presença e ausência de coelho-bravo ocorre sempre a um nível aceitável, não excedendo a proporção
de 60/40.
Para a avaliação da qualidade do ajustamento do modelo da ocorrência do coelho-bravo, utilizou-se uma amostra
de validação previamente definida e constituída por 107 quadrículas, e de acordo com os resultados do Teste χ2 de
Pearson (χ2=428,13; g.l.=407; p=0,228), o modelo demonstra um bom ajustamento aos dados reais.
Interpretação dos coeficientes dos modelos
Do modelo considerado, quer relativamente à amostra sobre a qual foi construído, quer no que se refere àquela a
partir da qual foi efectuada a sua avaliação surge um conjunto de variáveis ambientais com aparente maior influência na
ocorrência de coelho-bravo na área de estudo.
Com base no sinal dos coeficientes da equação de regressão e no valor da razão das possibilidades (ψ–oddsratio), observa-se que as variáveis que mais contribuem para que o coelho-bravo esteja presente numa determinada
quadrícula 1*1 km (odds ratio>2,0) são: a presença de aglomerados de pedra; a ocorrência de montado de azinho com
sub-coberto em mais de 50 % da área; a ocorrência de matos diversificados em 50% da área; o facto de mais de 75%
da quadrícula se integrar no regime cinegético especial; e o facto de estar a distâncias superiores a 2 500 m, ou melhor
ainda a 5 000 m, das zonas urbanas (Tab. 4).
A existência de zonas de abrigo adequadas parece constituir, à primeira vista, o principal requisito para a
ocorrência de coelho-bravo na área de estudo. A única inferência que se pode tecer quanto à influência de biótopos
tipicamente mais associados à alimentação do coelho-bravo (essencialmente herbáceas - MORENO & VILLAFUERTE
1995, PALOMARES & DELIBES 1997), é o facto de os aglomerados de pedra estarem estreitamente relacionados com
áreas abertas, particularmente o pousio. No entanto, a amostragem foi realizada durante o Verão, quando as plantas de
que o coelho-bravo se alimenta preferencialmente se encontram completamente secas, pelo que a espécie tem
necessidade de recorrer a plantas lenhosas, nomeadamente matos jovens (ALVES & MORENO 1996, REIS 1999,
SORIGUER 1981). Ou seja, durante a época estival, as actividades de alimentação e refúgio tenderão a concentrar-se no
mesmo tipo de biótopo (o arbustivo).
A reforçar a importância do refúgio para a ocorrência do coelho-bravo na área de intervenção do projecto é ainda
de referir a vulnerabilidade à predação que resulta da situação de reduzido efectivo populacional detectada no decurso
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________30
das amostragens no terreno. Em situação de reduzida abundância de presas, o impacte da predação assume uma
importância acrescida com efeitos negativos no potencial de recuperação da espécie.
Embora com menor intensidade, são de salientar ainda a não coexistência do coelho com gado, nomeadamente
ovino, bem como a ocorrência deste lagomorfo em quadrículas que incluem rios largos (Tab. 4). No primeiro caso,
estamos provavelmente perante uma situação de competição pelos mesmos recursos (ROGERS & MYERS 1979, PAGES
1980), para além da perturbação causada pela acção de pisoteio do gado. O segundo resulta da significativa
associação dos rios de maior ordem a biótopos de abrigo (e.g. galerias ripícolas) e com margens arenosas que facilitam
a escavação de tocas, além de serem zonas pouco perturbadas, nomeadamente pela sua inacessibilidade.
Embora, à partida, a figura 9 apenas identifique áreas adequadas à ocorrência de coelho-bravo, com base nas
variáveis independentes que constituem o modelo desenvolvido, a mesma pode ser também considerada como
traduzindo a sua intensidade de ocorrência em toda a àrea de estudo, uma vez que se encontra significativamente
correlacionada com um indicador real e fiável da abundância relativa deste lagomorfo – o número de latrinas
encontradas nos transectos (rs = 0,42; p<0,001; n = 997).
De novo se verifica que, apesar de o coelho-bravo ocorrer em cerca de metade da área de estudo (48,4%, n = 1
311), essa presença se traduz, na realidade, por um nível de abundância escasso (apenas em 25,6% da sua área de
ocorrência – n=335 - a probabilidade é superior a 75%). As principais bolsas de maior ocorrência da espécie que não se
inserem na área de regolfo, são três e encontram-se nos limites fronteiriços entre os concelhos de Alandroal/Vila
Viçosa, Reguengos de Monsaraz/Portel, Moura e Barrancos (ver Fig. 2). A distância entre as mesmas demonstra que a
distribuição do coelho-bravo apresenta um padrão fragmentado na área de estudo, sendo que as grandes áreas de
habitat pouco favorável que separam locais adequados à ocorrência da espécie permitem colocar a hipótese de uma
ausência de fluxo genético entre os principais núcleos populacionais. A associação previamente encontrada entre a
ocorrência do coelho-bravo e os rios de maior ordem, concretiza-se agora pela estreita relação observada entre as
bolsas de maior abundância deste lagomorfo e os troços médio e inferior do rio Guadiana e os vales dos rios Degebe,
Alcarrache e ribeira do Murtigão.
De facto, é notória a coincidência observável entre a área que virá a ficar submersa quando do enchimento da
barragem de Alqueva à cota máxima prevista (152 m) e um conjunto de quadrículas com elevado potencial para a
ocorrência do coelho-bravo: cerca de 35,5% (n= 119) das quadrículas com elevada abundância da espécie
(probabilidade > 75%) encontram-se na futura área de regolfo do Alqueva.
Na tabela 5 e figura 10 estão representados os resultados do modelo preditivo para o coelho-bravo elaborado
com base na sub-amostra (191 quadrículas) utilizada para reavaliar a distribuição da espécie na fase seguinte, e que
servirá como base de comparação no referente apenas à zona de influência directa da barragem de Alqueva.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________31
Tabela 5 – Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelhobravo na área de influência directa da barragem de Alqueva, e respectivos coeficientes (β ) e erros-padrão (S.E.(β )), estatística de
Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.), significância do teste de Wald (Wald (p)) e Odds ratio (ψ ).
Variáveis
β
S.E.(β)
Wald
g.l.
Wald (P)
ψ
Presença de montado de azinho com subcoberto
1,829
0,432
17,910
1
0,000
6,227
24,483
3
0,000
Regime cinegético especial [0-0,25km2[
0,168
0,299
0,316
1
0,574
1,183
Regime cinegético especial [0,25km2-0,75km2[
0,217
0,356
0,372
1
0,542
1,243
Regime cinegético especial [0,75km2-1km2[
1,136
0,289
15,469
1
0,000
3,113
Presença de Charcas
1,554
0,541
8,243
1
0,004
4,729
Constante
-2,662
0,584
20,762
1
0,000
0,070
Pode considerar-se este um modelo com um bom poder preditivo, visto apresentar uma taxa total de classificação
de 76,5% (onde 77,1% são presenças correctamente classificadas e 75,8% são ausências).
N
Fase pré-desmatação/desarborização
Fase pós-desmatação/desarborização
Probabilidade de ocorrência de coelho-bravo
0% -25%
25%-50%
50%-75%
75% -100%
Área inundável
0
5 km
Figura 10 - Mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelho-bravo (quadrículas 1*1 Km) estimados pelo modelo de regressão
logística para a área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________32
A área sob a curva ROC apresenta um valor de 0,865 (Fig. 11), que indica uma boa precisão de classificação
(MANEL et al. 2001).
Curva ROC
Sensibilidade
1,00
,75
,50
,25
0,00
0,00
,25
,50
,75
1,00
Especificidade
Figura 11 – Representação gráfica da curva ROC para o modelo preditivo do coelho-bravo em 2000.
No entanto este modelo mostra de novo um padrão bastante fragmentado para a probabilidade de ocorrência de
coelho-bravo. O modelo anterior parece mostrar um padrão mais real, uma vez que a espécie tem tendência a aparecer
em bolsas que se relacionam com o padrão de abundância (Fig. 7).
Por outro lado, o melhor poder preditivo deste modelo, implica que esta área tenha melhores condições de
adequabilidade de habitat para o coelho-bravo do que quando considerada a área envolvente (21 cartas). Este modelo
restringe-se à area de influência directa da barragem de Alqueva, verificando-se que a presença de aglomerados de
pedras, não aparece como variável associada à presença do coelho-bravo, o que parece indicar que nesta área não
são significativos. Tanto a presença de montado com subcoberto como a percentagem de área ocupada pelo regime
cinegético especial aparecem como variáveis positivamente associadas à espécie nos dois modelos. As charcas
surgem agora como positivamente associadas à espécie, pois existem em maior número nesta área.
Na tabela 6 estão representados os resultados do modelo preditivo para o coelho-bravo (Fig. 8) elaborado com
base nos resultados da reavaliação da distribuição da espécie, na sub-amostra de 191 quadrículas consideradas para
análise da evolução da distribuição da espécie.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________33
Tabela 6 – Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelhobravo na área de influência directa da barragem de Alqueva na fase pós-desmatação/dsarborização, e respectivos coeficientes (β )
e erros-padrão (S.E.(β )), estatística de Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.), significância do teste de Wald (Wald (p)) e Odds ratio
(ψ ).
β
S.E.(β)
Wald
g.l.
Wald (P)
ψ
Presença de solos pesados
-0,758
0,351
4,668
1
0,031
0,469
Biótopos com função de abrigo
1,298
0,360
12,997
1
0,000
3,662
Presença de charcas
1,590
0,503
10,015
1
0,002
4,906
Constante
-1,243
0,869
2,044
1
0,153
0,289
Variáveis
Pode considerar-se este um modelo com um razoável poder preditivo, visto apresentar uma taxa total de
classificação de 70,4% (onde 66,7% são presenças correctamente classificadas e 73,9% são ausências).
A área sob a curva ROC apresenta um valor de 0,807 (Fig. 12), que indica uma boa precisão de classificação
(MANEL et al. 2001).
Curva ROC
1,00
Sensibilidade
,75
,50
,25
0,00
0,00
,25
,50
,75
1,00
Especificidade
Figura 12 - Representação gráfica da curva ROC para o modelo preditivo do coelho em 2001.
A presença de biótopos com função de abrigo continua a mostrar grande importância para a ocorrência de coelhobravo, como já tinha sido demonstrado no primeiro modelo efectuado (Tab.4). Neste modelo a presença de charcas
parece ser também um factor de influência para a espécie, com uma associação positiva a este biótopo, tal facto pode
dever-se a que se encontrem relativamente longe de linhas de água ou outras fontes de água. Os solos pesados
surgem negativamente associados ao coelho-bravo visto serem solos mais compactos, onde a construção de tocas é
difícil.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________34
Na figura 10, estão identificadas as áreas adequadas á ocorrência de coelho-bravo, na fase pós-desmatação, de
acordo com as variáveis seleccionadas pelo modelo (Tab. 6). Este modelo revela uma redução bastante evidente nas
probabilidades de ocorrência de espécie na área de estudo, após a perturbação causada pela
desmatação/desarborização e enchimento. Observa-se uma redução nas bolsas anteriormente identificadas como de
maior ocorrência da espécie (Fig. 10), e nos locais onde a espécie estava ausente mantém-se a baixa probabilidade de
ocorrência da espécie.
Assim um nível de abundância escasso continua a caracterizar a situação da espécie, verificando-se uma
probabilidade superior a 75% em apenas 6,13% da sua área de ocorrência (n=94).
O principal resultado desta reavaliação da distribuição e abundância do coelho-bravo na área de influência
directa da barragem de Alqueva é o panorama de declínio continuado do lagomorfo, estando as suas populações ainda
mais debilitadas e fragmentadas do que estavam na fase de pré-desmatação/desarborização.
7. AVALIAÇÃO DA DISTRIBUIÇÃO E ABUNDÂNCIA DAS ESPÉCIES ALVO
Tal como oportunamente referido, após a avaliação prévia da distribuição das espécies-alvo na área de intervenção
do projecto, com recurso aos inquéritos e a transectos de 10 Km nas quadrículas 5*5 Km, as estratégias de
amostragem foram revistas e direccionadas tendo em atenção os padrões de distribuição emergentes da referida
análise preliminar, conforme descrição que se segue.
Assim, a estratégia de amostragem preconizada no terreno divide-se em 2 fases, uma referente ao período de prédesmatação/desarborização e outra ao período pós-desmatação/desarborização, tendo como objectivos principais:
i)
obter dados acerca da distribuição e abundância relativa das espécies na área de estudo;
ii)
inventariar todos os núcleos populacionais;
iii)
identificar e cartografar áreas de habitat favorável;
iv)
avaliar os efeitos do processo de desmatação/desarborização;
v)
avaliar os efeitos do enchimento.
Mais especificamente, procurou-se contribuir para a obtenção de informação básica sobre a distribuição e
abundância da espécie, por forma a permitir o delineamento de medidas de minimização e de gestão eficazes e
adequadas à sua conservação, e ainda apresentar um estudo de referência cujas medidas propostas possam ser
aplicadas em situações idênticas, como seja a construção de empreendimentos com impactes similares.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________35
7.1. TOIRÃO
7.1.1. Metodologia
7.1.1.1. Estratégia pré-desmatação/desarborização
Relativamente ao toirão a estratégia de amostragem após a avaliação prévia da sua distribuição (SANTOS-REIS et
al. 2000) visou, para além da monitorização da espécie (através da pesquisa de indícios de presença e armadilhagem),
uma análise da variação sazonal da sua ocorrência e a elaboração de um modelo preditivo da respectiva distribuição.
Depois da abordagem inicial à escala 5*5 Km optou-se, então, por uma prospecção e caracterização a uma escala
mais precisa, seleccionando-se como unidade de amostragem a quadrícula 1*1 Km. Como se demonstrou, durante a
primeira fase dos trabalhos, que as linhas e planos de água foram os habitats onde se encontrou um maior número de
indícios da espécie, seleccionaram-se todas as quadrículas que continham estes habitats. Destas quadrículas, e devido
ao seu elevado número (n= 422), foram aleatoriamente seleccionadas 20% (n= 84), valor apontado como suficiente
para a elaboração do modelo preditivo de distribuição bem como para a realização eficaz da prospecção de campo (Fig.
13). Estas 84 quadrículas (48 no interior da área prevista para inundação e 36 exteriormente a esta) foram amostradas
trimestralmente, realizando-se um ou mais percursos pedestres, ao longo das margens, em cada um dos tipos de
ambientes aquáticos (charca, albufeira, escorrência, ribeira e rio) presentes em cada quadrícula, perfazendo um total de
600m de prospecção por quadrícula. A extensão dos transectos teve por base a metodologia padronizada sugerida por
MASON & MACDONALD (1986). A monitorização trimestral das 84 quadrículas 1*1 Km constitui a base de trabalho para a
abordagem sazonal.
Os dados obtidos durante esta fase foram convertidos para a escala 5*5 Km permitindo, conjuntamente com
informação ad hoc sobre a presença desta espécie (excrementos, pegadas, observações directas e animais
encontrados mortos), uma actualização do mapa de distribuição da espécie no conjunto das 11 cartas que constituem
objecto de estudo.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________36
N
Quadrículas aleatórias 1*1 km
Quadrículas com linhas e planos de água
Cartas militares
Quadrículas GAUSS 5*5 km
Rios
Área inundável
Área de estudo
0
5 km
Figura 13 - Representação espacial das quadrículas 1*1Km contendo linhas e planos de água seleccionadas para prospecção na
área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase pré-desmatação/desarborização.
Pesquisa de indícios de presença
Os indícios de presença desta espécie são normalmente constituídos por pegadas e por dejectos, reflexo dos seus
hábitos secretivos e actividade maioritariamente nocturna.
A ocorrência na área de estudo de outras espécies de pequenos mustelídeos (doninha, Mustela nivalis e fuinha,
Martes foina) tornou necessária uma selecção criteriosa dos indícios detectados tendo em conta o comprimento e
largura no caso das pegadas e a morfologia, dimensões, odor e cor em relação aos dejectos. Assim, apenas foram
consideradas como pegadas de toirão aquelas cujas dimensões estivessem entre 2,5 cm e 3,8 cm em relação ao
comprimento e entre 2 e 3,6 cm relativamente à largura (SIDOROVICH 1999). Os dejectos considerados foram aqueles
que possuíam diâmetros compreendidos entre 0,5 cm e 0,9 cm e comprimentos até 7 cm (BLANDFORD 1987), além de
serem consideradas todas as outras características relativas a este tipo de indício, como sejam cor escura e odor muito
intenso (Fig.14).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________37
Figura 14 – Dejecto de toirão, na ribeira de Guadalim (carta 483).
7.1.1.2. Estratégia pós-desmatação/desarborização
Armadilhagem
Perante os resultados decorrentes da estratégia de amostragem seleccionada nas fases antecedentes (transectos),
e as dúvidas suscitadas relativamente à identificação de alguns indícios de presença, optou-se por investir num
programa para captura de indivíduos para confirmação da presença da espécie e posterior radio-seguimento com o
objectivo de compreender a estratégia de uso do espaço. A referida estratégia envolveu uma rede de armadilhagem
distribuída pela área cartográfica de regolfo, tendo como base cartográfica a quadrícula 1*1 Km do sistema de
projecção GAUSS.
Atendendo a que a melhor época para a captura de toirão se refere aos meses de Março, Abril e Maio, uma vez
que, é neste período que se verifica maior mobilidade dos indivíduos desta espécie como consequência da sua
actividade reprodutora (BIRKS & KITCHENER 1999, MATOS et al. 2001), foi delineada uma estratégia para que as capturas
se concentrassem neste período. Assim, e tendo por base a estratégia de monitorização da espécie no Reino Unido
(BIRKS & KITCHENER 1999) foram estabelecidas 10 áreas de amostragem, cada uma delas compreendendo
aproximadamente 130 quadrículas. O esforço de armadilhagem para cada área esteve sujeita a constrangimentos
espaciais (elevada extensão da área a prospectar – em média 131 500 ha) e temporais (período considerado mais
favorável – 3 meses). Em cada área, foram posteriormente seleccionadas 50 quadrículas a amostrar, à excepção de
uma das áreas em que apenas se seleccionaram 45 quadrículas devido às suas menores dimensões (Fig. 15). A
estratégia definida consistiu na amostragem de quadrículas não adjacentes, tendo sido eliminadas da análise as
quadrículas que não tinham acesso e aquelas que se encontravam ocupadas por zonas urbanas.
Por cada quadrícula seleccionada foi colocada uma caixa colapsável de rede metálica e com uma entrada
(Tomahawk Live Traps Co., mod. 204) durante 6 noites consecutivas (J. BIRKS com. pess.). Cada armadilha foi iscada
com “miúdos” de frango e foi visitada uma vez por dia. Foi também colocada em cada armadilha uma pequena
quantidade de feno com urina e fezes de furão (Mustela furo, forma doméstica de toirão). Pretendia-se com este
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________38
procedimento, induzir os toirões eventualmente presentes na área a entrar nas caixas, uma vez que poderiam
interpretar esse odor como uma intrusão na sua área vital por competição pelos parceiros sexuais e por conseguinte
reforçar a sua própria marcação. Por outro lado, poderiam considerá-lo como pertencente a indivíduos do sexo oposto e
consequentemente entrarem na caixa em busca de eventuais parceiros. Além disso, esperava-se que indivíduos de
outras espécies não entrassem nas caixas, evitando eventuais confrontos inter-específicos. Devido a limitações
logísticas (apenas um veículo para verificar todas as caixas de determinada área) e climatéricas (elevada pluviosidade)
o número de quadrículas amostradas por área foi subsequentemente reduzido a 40.
No total realizaram-se 1443 noites-armadilha, sendo a unidade noite-armadilha definida como a disponibilidade de
uma caixa para a captura de um carnívoro durante uma noite (POUNDS 1981).
Independentemente do sucesso da captura relativamente à espécie-alvo a estratégia empregue, por não se tratar
de um método selectivo, resultou na captura de outros carnívoros presentes na área de estudo e que fornecem dados
complementares relativos à comunidade na qual o toirão se integra.
Os animais capturados foram anestesiados com uma injecção intramuscular de Imalgéne 1000 (mistura de
hidrocloreto de ketamina e clorbutol 20:1, Laboratórios Rhône Mérieux), na razão de 0,1 ml por Kg de peso do animal.
Sob o efeito da anestesia era seguido um protocolo de manuseamento que consistia na determinação do sexo, registo
de vários parâmetros biométricos (peso e outras medidas somáticas) e avaliação da classe etária com base nas
características da dentição e das estruturas reprodutoras externas (HARRIS 1978).
O estatuto reprodutor era igualmente avaliado através da observação externa das estruturas reprodutoras, bem
como o estado sanitário do animal através da verificação da existência de feridas, cicatrizes ou quaisquer outras marcas
e da presença de ectoparasitas. Foi igualmente recolhido material para eventual análise genética (amostras de pêlo,
pedaço de unha, e pedaço de orelha).
A todos os animais foi-lhe atribuída uma marca individual (furo na orelha em local pré-definido) de forma a
possibilitar o seu reconhecimento numa situação de recaptura. Com o mesmo objectivo era registado qualquer
particularidade que o indivíduo apresentasse (e.g. característica da pelagem, marcas individuais).
Os animais foram libertados no mesmo local em que foram capturados, logo após a total recuperação do efeito do
anestésico.
Os dados referentes às capturas foram analisados em termos de número de capturas e esforço de captura, definido
como as noites-armadilha necessárias para capturar um indivíduo da espécie em estudo, o que significa que no
respectivo cálculo não são consideradas as caixas encontradas fechadas mas vazias, nem as que efectuaram capturas
de outras espécies que não a espécie-alvo (POUNDS 1981).
Todavia, o programa abortou antes da data inicialmente prevista, uma vez que, a amostragem implicava um esforço
demasiado elevado (humano, logístico e financeiro) face aos resultados quase nulos obtidos após as primeiras áreas
amostradas (um mês após o início do programa). Assim, das 10 áreas planeadas apenas 4 foram efectivamente
amostradas, as quais se encontram representadas na figura 16.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________39
N
Rib
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Rib. ª M
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Cartasmilitares 1:25000
QuadrículasGAUSS1x1Km
s
Rios
Pa
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Área 1
amostrada
não amostrada
Área 2
amostrada
não amostrada
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amostrada
não amostrada
amostrada
não amostrada
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Área 6
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amostrada
não amostrada
amostrada
não amostrada
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amostrada
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Área 10
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não amostrada
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Alcarra
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4 Km
Rio
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Figura 15 – Áreas de amostragem seleccionadas para a captura de toirão na área cartográfica de influência directa da barragem de
Alqueva.
Posteriormente, e mantendo-se a necessidade de capturar indivíduos para radio-seguimento e análise do seu
padrão de utilização de recursos com o objectivo de redireccionar a estratégia de amostragem, de 24 de Maio de 2001
a 7 de Junho de 2001 uma segunda tentativa foi realizada na Ribeira de Pardais (carta militar 441), local onde se
verificara a única captura da espécie alvo (ver 7.1.2.1.). Neste local pretendeu-se aumentar a densidade de caixas
tendo em vista não só a captura do referido indivíduo, mas também a de outros indivíduos eventualmente presentes na
área. Para o efeito, seleccionaram-se cinco quadrículas num total de 500 ha e aumentou-se o número de caixas por
quadrícula de apenas uma para dez, em média, optando-se por uma disposição linear das mesmas, de forma a
acompanhar a ribeira seleccionada. Nesta sessão de armadilhagem foram utilizadas caixas não colapsáveis de rede
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________40
metálica e uma entrada (FENN & Company - UK) utilizadas na monitorização da espécie no Reino Unido e
graciosamente cedidas pela organização Vincent Wildife Trust (BIRKS & KITCHENER 1999).
N
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Cartasmilitares 1:25000
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4 Km
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G
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Figura 16 - Mapa com as 4 áreas efectivamente amostradas para a captura de toirão na área cartográfica de influência directa da
Face aos resultados nulos persistentemente obtidos e perante a necessidade premente de capturar indivíduos para
tornar possível a compreensão dos seus requisitos ecológicos, foram realizadas mais duas sessões de armadilhagem
entre Évora e Montemor-o-Novo, numa área exterior à área de estudo mas onde a presença da espécie está
confirmada e existia suspeita de que esta apresentaria uma densidade considerável devido ao elevado número de
atropelamentos registados durante os anos de estudo.
O objectivo era o de capturar apenas um ou dois indivíduos para radio-seguimento e, uma vez compreendida a
estratégia de utilização do espaço, retomar o plano de capturas na área de estudo seleccionando-se pontos em habitats
de maior probabilidade de ocorrência da espécie. Estas duas sessões adicionais decorreram em Abril, Maio e mais
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________41
tarde em Setembro, optando-se pela estratégia adoptada na Ribeira de Pardais com uma densidade, em média, de seis
armadilhas por 100 ha.
O local de colocação de cada armadilha foi georreferenciado no sistema de projecção GAUSS, elipsóide Hayford
Datum Lisboa, para futuro mapeamento.
Nos intervalos entre as sessões de armadilhagem continuou-se com a prospecção de indícios de presença, que se
cingiu à realização de transectos de 600 m ao longo margens, em cada um dos tipos de ambientes aquáticos (charca,
albufeira, escorrência, ribeira e rio) presentes nas quadrículas onde anteriormente se haviam registado presenças.
Assim, foram prospectadas 30 quadrículas 5*5 Km, de forma não sistematizada, para averiguar o impacto da
desmatação.
Em consequência dos resultados persistentemente negativos das capturas e do reduzido número de indícios
encontrados após a fase de desmatação, optou-se por prosseguir os trabalhos retomando de novo a uma estratégia
multi-direccionada fazendo recurso a métodos alternativos de inventariação.
Inicialmente, repetiram-se os transectos com resultados anteriormente positivos, mas devido ao reduzido número
de indícios detectados, optou-se por uma prospecção mais alargada nas 11 cartas militares contempladas nesta fase de
monitorização do projecto. Para tal, efectuaram-se transectos de dimensão variável, elegendo os locais com maior
probabilidade de ocorrência de toirão, de acordo com o habitat potencialmente favorável (ver 7.1.2.2.) e onde o coelhobravo estivesse presente (ver 6.2.1.), espécie que com base nos resultados de dieta do mustelídeo revelou maior
percentagem de ocorrência - 23% (MATOS et al. 2001).
Esta nova prospecção das 11 cartas militares visava a globalidade da área de estudo, no entanto, devido a
constrangimentos temporais e espaciais, apenas se conseguiram prospectar 44 quadrículas 5*5 Km, que correspondem
a 58% da área de estudo. O enchimento registado principalmente no segundo semestre de 2002 restringiu ainda mais o
número de quadrículas possíveis de serem prospectadas (Fig. 17).
De 25 de Março a 5 de Abril de 2002, procedeu-se a uma nova sessão de armadilhagem, na zona norte da área de
estudo (carta 441), mais concretamente na Ribeira de Pardais, onde foi capturado o único indivíduo desde o início do
trabalho.
Complementarmente foi testada a aplicação de uma nova metodologia para detecção da presença da espécie
através do registo de impressões plantares e digitais. Esta técnica consistiu na utilização de “track-plates” (Fig. 18),
constituídas por um túnel de uma entrada (com 30 cm de largura e 20 cm de altura), onde é colocada uma placa
fumada, com um papel autocolante e um isco, que no caso concreto consistiu em “miúdos” de frango, ficando impressas
as pegadas (ZIELINSKI et al. 1995). As reduzidas dimensões do túnel tiveram por objectivo restringir ao máximo o seu
acesso por outras espécies que não o toirão, ainda que não fosse possível evitar a penetração de fuinhas, genetas,
sacarrabos juvenis, ouriços e micromamíferos. No entanto, esta metodologia só foi utilizada durante 2 meses e numa
perspectiva experimental devido ao esforço que implicaria a sua utilização à larga-escala
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________42
N
Quadrículas prospectadas
Rios
Área inundável
0
5 km
Giovanni Manghi
Giovanni Manghi
Figura 17 - Representação espacial das quadrículas 5*5 Km prospectadas para o toirão na área cartográfica de influência
directa da barragem de Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização.
Figura 18 – Aspecto das “track-plates” colocadas no campo para o registo de pegadas de toirão.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________43
Igualmente coma finalidade de testar novas metodologias, entre Junho e Outubro de 2002 e em noites de lua cheia,
foram efectuadas faroladas (RUETTE et al. 2003) com o intuito de tentar efectuar observações directas de indivíduos em
locais onde a sua presença fora detectada anteriormente com base em indícios de presença. Após anoitecer (entre as
20H e as 22H, consoante o mês) e durante 2 a 3 horas, efectuou-se um percurso de jipe, de aproximadamente 4 Km e
a uma velocidade constante de 10 km/h, iluminando cada um dos lados da estrada com o auxílio de 2 faroís de longo
alcance e parando de cada vez que se conseguia um avistamento, a fim de efectuar o reconhecimento da espécie com
o auxílio de binóculos.
Em 2003, manteve-se a necessidade de compreender o padrão de distribuição da espécie e da forma como esta
utiliza o espaço disponível, no momento em que a albufeira está na sua fase de enchimento.
Na sequência do sucesso associado à utilização de “track-plates” para detecção da presença da espécie através do
registo de impressões plantares e digitais, utilizaram-se 18 “track-plates”, de forma sistematizada e em locais
seleccionados, colocando uma placa por cada quadrícula 1*1 Km alternadamente, durante 15 dias. Esta técnica foi
utilizada na área de influência directa da barragem, e principalmente em linhas de água com características favoráveis à
ocorrência da espécie, no entanto, pela vastidão da área de estudo e constrangimentos temporais, optou-se por investir
numa zona onde anteriormente se confirmou a presença da espécie. A verificação das placas foi efectuada de 2 em 2
dias (ZIELINSKI et al 1995), a não ser quando detectada uma pegada de mustelídeo suspeita de ser toirão, situação em
que a placa passou a ser verificada diariamente, com posterior colocação de uma caixa não colapsavél de uma entrada,
para tentativa de captura do indivíduo.
Complementarmente foram retomados os transectos para prospecção de indícios, elegendo não só os locais onde
foram registadas presenças, como também em outros adjacentes aos pontos onde a espécie desapareceu, para
detecção de um possível deslocamento. Assim, foi mantida a anterior definição para os transectos, assim como as
quadrículas anteriores e outras com boas probabilidades de ocorrência, de acordo com o modelo preditivo (ver ponto
7.1.2.2.). A fim de manter actualizada a distribuição da espécie à escala cartográfica habitual para representação
espacial da presença/ausência da espécie (5*5 Km) foram efectuadas prospecções direccionadas para cada quadrícula,
sendo estas abandonadas logo que provada a presença da espécie.
7.1.2. Resultados e discussão
7.1.2.1. Evolução do padrão de distribuição
A cartografia da distribuição da espécie resultante desta fase, relativa às quadrículas 5*5 Km, foi actualizada com
base nas presenças obtidas através das prospecções realizadas nas quadrículas 1*1 Km, nos dados recolhidos
ocasionalmente durante as prospecções efectuadas para a monitorização da lontra e do gato-bravo em 2000 e em
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________44
observações de animais mortos recolhidas na área de estudo (Fig. 19), informação que se encontra representada na
figura 20 e tabela 7).
Figura 19 – Toirão encontrado morto na estrada de Reguengos de Monsaraz para Mourão.
Assim, das 76 quadrículas 5*5 Km que constituem a área de estudo, 31 revelaram-se positivas, correspondendo a
40,8% da área. A distribuição dos pontos de presença recolhidos durante 1999 e 2000 e respectiva georeferenciação
encontram-se no Anexo V.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________45
T
$
N
#
S
#
S
#
S
S
##
S
Indícios de presença de toirão
Ñ Animal morto
#
S #
S
# Dejecto
$ Pegada
$ Rasto
;
#
S
#
S
Trilho
Presença de toirão
#
S
Ausência de toirão
#
S
Núcleos populacionais de toirão
#
S
#
S
#
S
Quadrículas GAUSS 5*5Km
Rios
Área inundável
#
S
#
S
Ñ
Ñ
#
S
#
S
#
S
#
S
#
S
#
T
$
S
#
S
S
##
S
#
S
#
S
#
S
T
$
#
S
#
##
S
S
S
#
S
#
S#
S
#
S
T
$
#
S
0
#
S
5 km
#
S
#
S
T
$
Figura 20 - Mapeamento da ocorrência de toirão na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase prédesmatação/desarborização.
Tabela 7 – Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de toirão na área cartográfica do Empreendimento
de Fins Múltiplos de Alqueva, na fase pré-desmatação/desarborização.
Tipo de evidências
N.º de evidências
%
Animais mortos
3
5,26
Dejectos
49
85,97
Pegadas
3
5,26
Rastos
2
3,51
TOTAL
57
100
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________46
Do total de evidências encontradas para a espécie, a maioria é constituída por dejectos (85,97%) encontrados
durante a realização dos transectos definidos para a detecção da espécie. Este valor não é surpreendente, pois como
se trata de uma espécie com hábitos secretivos e actividade maioritariamente nocturna (BIRKS & KITCHENER 1999,
PALAZÓN et al. 2001) a sua detecção é mais frequentemente realizada através de indícios indirectos da sua presença
como é o caso dos dejectos. Em relação às pegadas e rastos, apesar de também serem indícios indirectos da presença
da espécie, a sua detecção está dependente da natureza do solo, pelo que um solo mais firme não é propício à
impressão deste tipo de vestígio, caso que se verificou na maior parte dos transectos realizados, uma vez que, 46,1%
(33 415 ha) dos solos presentes na área de intervenção deste projecto são classificados como litossolos esqueléticos
(e.g. xistos) (PPRVCVEAAP – CHIRON & NEMUS 2001).
Verifica-se, então, que esta espécie apresenta uma distribuição que se pode considerar globalmente generalizada
por as ocorrências se distribuírem por praticamente toda a área de estudo (Fig. 20).
Observa-se também uma clara associação às linhas de água de maiores dimensões (Tab. 8). Este facto poderá,
contudo, estar enviesado por questões metodológicas que se prendem com a maior facilidade de prospecção de
indícios de presença nestas áreas, uma vez que, a bibliografia especializada refere que o toirão não deposita os seus
excrementos de forma conspícua, estando concentrados junto às principais tocas e locais de refúgio (BLANDFORD 1987,
ROGER et al. 1988). Assim, a detecção dos indícios estaria facilitada em linhas de água de maiores dimensões pois as
margens são geralmente mais abertas como consequência do menor grau de coberto vegetal. Apesar das linhas de
água de menores dimensões, também serem utilizadas pelo toirão como zonas de refúgio, a prospecção destas é
dificultada pela elevada densidade do coberto vegetal, particularmente no período de maior exuberância da vegetação.
Apesar deste facto, a grande concentração das localizações em torno de linhas de água de maiores dimensões está de
acordo com dados obtidos em outras áreas da repartição da espécie como a França e Reino Unido (ROGER et al. 1988,
BIRKS & KITCHENER 1999).
Tabela 8 – Número de evidências em cada tipo de biótopo, na fase pré-desmatação/desarborização.
Tipo de biótopo
Nº de evidências
Estepe
16
Eucaliptal
1
Matagal
1
Matos
3
7
15
Planos de água
1
Pomar
1
Rio
8
Vegetação ripícola
4
Raio de 500m a partir das principais linhas de água
37
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________47
Uma explicação igualmente possível para esta aparente associação do toirão às linhas de água poderá ser a maior
disponibilidade de alimento que aí encontra, nomeadamente de coelhos. De facto, a importância do coelho para o toirão
dentro da área de estudo, foi confirmada através dos resultados obtidos para a dieta (MATOS et al. 2001). Além disso,
através dos resultados dos modelos preditivos de distribuição espacial do coelho-bravo, também foi possível constatar a
associação desta presa com as linhas de água de maiores dimensões (ver ponto 6.2.2.).
Assim, a associação deste predador com linhas de água de maiores dimensões, poderá dever-se também ao facto
de uma das suas principais presas se encontrar também ela associada a este meio. Também ROGER (1990), por
exemplo, verificou existir uma especialização por parte do toirão no consumo de coelho e que por esse motivo
explorava o meio de acordo com a distribuição desta presa.
Verifica-se também que um número considerável de indícios de presença foi detectado em charcas (n=8). Este
facto parece estar relacionado com a localização geográfica das charcas, uma vez que elas se encontram distanciadas
de linhas de água importantes, fazendo desses locais um valioso recurso tanto ao nível da disponibilidade de água
como, e sobretudo, das presas associadas a este sistema (pequenos mamíferos, anfíbios, etc.).
Este facto conduz a que 40,35% de todos os indícios detectados se encontrem dentro dos limites do futuro regolfo
de Alqueva.
Verifica-se que a distribuição dos pontos de presença (Anexo V), recolhidos durante 1999 e 2000 (n= 57), se
concentra em 3 núcleos principais de ocorrência, definidos com recurso ao método de Kernel a 50%4 (WORTON 1989): o
troço mais a norte do rio Guadiana dentro da área de estudo, incluindo a ribeira de Pardais (núcleo norte); o troço
central do rio Guadiana que inclui a ribeira de Azevel, do Álamo e do Alcarrache (núcleo central), bem como toda a
Bacia do rio Degebe (núcleo da Bacia do rio Degebe) (Fig. 20). Os pontos de presença de toirão estão presentes em
14,04% (n=8) na primeira zona, em 12,28% (n=7) na segunda zona e em 26,32% (n=15) na terceira zona; 47,37% dos
pontos (n=27) não foram incluídos em nenhum dos núcleos, estando dispersos pela globalidade da área de estudo.
Análise sazonal da distribuição
Ao longo do ano 2000, a amostragem das quadrículas aleatórias de 1*1 Km revelou presença de toirão em 28,57%
das quadrículas prospectadas (n=24), enquanto que 71,43% das quadrículas foram classificadas como negativas
(n=60). De salientar que o número de quadrículas seleccionadas para prospecção trimestral sofreu uma redução de 84
para 82, por constrangimentos vários.
4
O método de Kernel constitui um método probabilístico não paramétrico de estimação de áreas vitais, calculando a função densidade de
probabilidade a partir da concentração das localizações. Para o cálculo das áreas de máxima actividade frequentemente são utilizadas apenas
50% do total de localizações.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________48
Analisando os resultados à luz das 48 quadrículas incluídas na área inundável, 15 destas revelaram presença de
toirão. Das quadrículas fora da área inundável (n=34) apenas se verificou a presença de toirão em 8 delas. Estes
resultados apontam para uma maior utilização por parte do toirão das áreas de influência directa da barragem.
Durante a prospecção efectuada foram encontrados 34 indícios nas quadrículas de 1*1 Km da área de estudo.
Nota-se, no entanto, uma diminuição acentuada do número de indícios encontrados durante as diferentes estações do
ano, com redução progressiva do Inverno para a Primavera, Verão e Outono.
A maior diferença no número de indícios encontrados ocorreu do Inverno para a Primavera (n=22 e n=8,
respectivamente), facto que poderá ser explicado por esta espécie se encontrar em cio durante o Inverno, aumentando
assim a marcação durante este período (ROGER et al. 1988). Além disso, durante a Primavera registou-se um elevado
grau de precipitação que terá certamente potenciado a lixiviação dos indícios e, consequentemente, contribuindo para a
redução observada no número de indícios detectados. Verifica-se também que o número de indícios detectado nos
últimos dois trimestres foi consideravelmente reduzido (Fig. 21).
A diminuição verificada entre a Primavera, o Verão (n=2) e o Outono (n=2) está também referida bibliograficamente,
e provavelmente está relacionada com um comportamento mais secretivo, devido a um maior tempo dispendido em
cuidados parentais (ROGER et al. 1988). Além disso, em locais de clima ameno, como o mediterrânico, a época de
reprodução desta espécie poderá ser mais alargada atingindo o início do Verão à semelhança do verificado
relativamente a outra espécie de pequeno mustelídeo – a doninha (SANTOS-REIS 1989).
número de indícios
25
20
15
10
5
0
Inverno
Primavera
Verão
Outono
Figura 32 – Número de indícios de toirão encontrados em cada estação do ano.
Analisando o padrão de ocorrência da espécie numa perspectiva sazonal verificou-se igualmente uma variação de
estação para estação (Fig. 22).
No Inverno observaram-se 16 quadrículas positivas (19,05%) e 65 negativas (77,38%) e relativamente a 3 das
quadrículas (3,57%) não se obteve informação. Na Primavera, observou-se um decréscimo acentuado do número de
presenças. Assim, apenas 8 quadrículas foram positivas (9,64%) enquanto que 75 quadrículas se mostraram negativas
(90,36%). Não foi possível prospectar uma das quadrículas, que foi posteriormente anulada. No Verão e no Outono
foram apenas prospectadas 82 quadrículas. No Verão verificou-se uma nova diminuição do número de quadrículas
positivas, com apenas duas presenças (2,44%) e 80 ausências (97,56%), situação que se manteve no Outono (Fig. 23).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________49
Sem informação
N
Rios
Área inundável
Quadrículas GAUSS 5*5 km
Primavera
Inverno
Verão
Outono
0
5 Km
Figura 22 - Monitorização sazonal de toirão nas quadrículas GAUSS 1*1 km seleccionadas na área cartográfica de influência
directa da barragem de Alqueva, a fase pré-desmatação/desarborização.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________50
90
número de quadrículas
80
70
60
Positiva
50
Negativa
40
Sem informação
30
20
10
0
Inverno
Primavera
Verão
Outono
Figura 23 – Variação sazonal do número de quadrículas 1*1 Km onde foi detectada presença de toirão em cada trimestre de 2000.
Analisando a variação dos valores obtidos, assiste-se a uma diminuição progressiva do número de quadrículas
onde foi detectada a presença de toirão e nenhuma das quadrículas apresenta uma presença constante de toirão ao
longo do ano, existindo apenas uma (quadrícula 5*5 Km número 474C – ver Fig.3 - dentro da área inundável) em que
se observou a presença desta espécie em três das estações (Inverno, Primavera e Outono). Outra das quadrículas
(quadrícula 5*5 Km número 452D, dentro da área inundável) apresentou presença de toirão em duas das estações, no
Inverno e na Primavera. Todas as restantes apenas registaram a presença numa das estações.
Pode então concluir-se que, nesta fase, a distribuição do toirão na área de intervenção do projecto é generalizada,
apresentando contudo grandes descontinuidades e variações sazonais significativas. Além disso, é de destacar a
elevada representatividade de linhas e planos de água com vegetação ripícola nos locais onde comprovadamente se
detectou a presença de toirão, o que vem corroborar a forte associação do toirão a ambientes aquáticos, tal como
referido bibliograficamente (e.g. RODRIGUEZ-PIÑERO 1996). Contudo a versatilidade demonstrada pela espécie em
utilizar outros habitats, principalmente a zona de interpenetração destes com as zonas ripícolas, permite-lhe também
tirar partido de outros biótopos, nomeadamente os florestais.
Armadilhagem
Os resultados da campanha de armadilhagem levada a efeito para capturar toirão estão expressos na tabela 9.
Tabela 9 - Períodos de amostragem, noites armadilha, capturas e recapturas por espécie, abundância e esforço de captura por área
de amostragem e no total (N.A. – Noites armadilha; M.p. – Mustela putorius; H.i. – Herpestes ichneumon; G.g. – Genetta genetta).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________51
Tabela 9 - Períodos de amostragem, noites armadilha, capturas e recapturas por espécie, abundância e esforço de captura por área
de amostragem e no total (N.A. – Noites armadilha; M.p. – Mustela putorius; H.i. – Herpestes ichneumon; G.g. – Genetta genetta).
Capturas (Recapturas)
Abundância %
Esforço de captura
Área
Período de amostragem
N.A.
M.p.
H.i.
G.g.
M.p.
H.i.
G.g.
M.p.
H.i.
G.g.
1
3 a 10 de Março de 2001
196
1
4
1
0,52
2,06
0,52
191
48,5
191
2
12 a 18 de Março de
221
0
0
4
0
0
1,81
------
------
55,25
180
0
3
0
0
1,67
0
------
60
------
220
0
3
3
0
1,38
1,38
------
72,33
72,33
626
0
6(1)
2(1)
0
0,96
0,32
------
89,14
309,50
1443
1
16(1)
10(1)
0,07
1,12
0,70
1415
84,24
142,50
2001
3
20 a 26 de Março de
2001
4
28 de Março a 3 de Abril
de 2001
Rib.ª
24 de Maio a 7 de Junho
de
Pardais
de 2001
TOTAL
De um total de 1443 noites armadilha resultou apenas a captura de um toirão (Fig. 24), para além de 16 sacarrabos
(Herpestes ichneumon) e 10 genetas (Genetta genetta). É ainda de destacar o elevado número de ratazanas (Rattus
sp.; n= 37), que embora não tenham sido contabilizadas para os cálculos subsequentes, foram responsáveis pela
indisponibilidade de um considerável número de armadilhas.
a)
b)
Figura 24 – (a) Macho adulto de toirão capturado na área de estudo e (b) biótopo onde ocorreu a referida captura.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________52
O indivíduo capturado (Fig. 24) era um macho adulto em actividade sexual, como o demonstrava a visibilidade e
dimensão dos testículos (Anexo VI), e possuía o fenótipo selvagem característico da espécie. As dimensões corporais
do referido indivíduo (Tab. 10) enquadram-se nos limites referidos para outras populações. BIRKS & KITCHENER (1999),
por exemplo, mencionam que a categoria de peso mais frequente para os machos desta espécie por eles capturados,
se situava entre os 1251 e 1350 g. BLANDFORD (1987) apresenta valores que são igualmente concordantes com o que
se obteve, referindo um intervalo de pesos que se situava entre 405 e 1710 g, valores que incluem indivíduos dos dois
sexos. Além disso, refere também comprimentos totais que podem atingir os 61,5 cm, valor ligeiramente inferior ao
único obtido para a área de estudo.
Tabela 10 – Dados biométricos de um toirão (macho) capturado na área de regolfo de Alqueva e Pedrógão em 7 de Março de 2001
(CT – Comprimento Total; CC – Comprimento Cauda; CPP – Comprimento da Pata Posterior; AG – Altura ao Garrote; CO –
Comprimento da Orelha; LO – Largura da Orelha; PP – Perímetro do Pescoço).
Peso (g)
CT (cm)
CC (cm)
CPP (cm)
AG (cm)
CO (cm)
LO (cm)
PP (cm)
1300
66,7
16,4
6,9
15,8
2,2
1,6
17,0
Os resultados obtidos para as duas sessões adicionais realizadas numa área entre Évora e Montemor-o-Novo
estão representados na tabela 11, e não resultaram em nenhuma captura de toirão. No entanto, o esforço de
armadilhagem envolvido (maior número de armadilhas) resultou na captura de 9 fuinhas, 16 sacarrabos e 8 genetas
(Tab. 11).
Tabela 11 - Períodos de amostragem, noites armadilha, capturas e capturas por espécie, abundância e esforço de captura por
sessão de armadilhagem e no total (N.A. – Noites armadilha; M.f. – Martes foina; H.i. – Herpestes ichneumon; G.g. – Genetta
genetta).
Capturas
Abundância
(Recapturas)
%
Esforço de captura
N.A
M.f.
H.i.
G.g.
M.f.
H.i.
G.g.
M.f.
H.i.
G.g.
27 de Abril a 10 de Maio
235
3
7
4
1,34
3,07
1,78
74,67
32,57
56,25
234
6(3)
9(2)
4(2)
2,80
4,15
1,89
24,11
19,91
35,67
469
9(3)
16(2)
8(2)
2,05
3,60
1,83
36,75
24,83
43,90
de 2001
18 a 29 de Setembro de
2001
Total
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________53
Do esforço desenvolvido apenas um indivíduo foi capturado na área global de intervenção do projecto, pelo que o
método empregue para a captura e subsequente análise dos requisitos ecológicos desta espécie se revelou pouco
eficiente.
Estes resultados poderão ser explicados por vários factores, quer relacionados com aspectos da biologia da
espécie, quer com aspectos da aplicabilidade deste método a esta espécie, ou ainda com aspectos relacionados com
as condições climatéricas particulares que se fizeram sentir durante o Inverno de 2001.
Assim, relativamente a aspectos da biologia da espécie, o pressuposto assumido de que a espécie apresentaria
maior mobilidade nos meses de Março, Abril e Maio (correspondentes à sua época de reprodução) poderá não ser
aplicado a Portugal, área da distribuição da espécie relativamente à qual não existem conhecimentos acerca da
respectiva biologia da reprodução. Além disso, o rigoroso Inverno de 2001, com elevados níveis de precipitação e
reduzidas temperaturas, poderá ter levado à alteração dos hábitos da espécie e a um desfasamento na época de
reprodução durante este período. De facto, referências bibliográficas indicam que os toirões não hibernam mas, a
baixas temperaturas podem deixar de se alimentar e dormir profundamente durante vários dias (BLANCO 1998).
A aplicabilidade do método de captura empregue poderia também ser questionável, uma vez que este derivou do
sugerido por BIRKS & KITCHENER (1999). Estes autores empregam uma rede de 16 armadilhas por cada 1*1Km,
enquanto que devido à dimensão da área de estudo a que respeita este trabalho, o número de armadilhas por 1*1Km
foi reduzido para apenas uma. Assim, o espaçamento destas poderia ser demasiado elevado para produzir o mesmo
sucesso do apresentado pelos autores acima referidos. No entanto, nas tentativas subsequentes de captura, como a
levada a cabo numa área onde na primeira fase se tinha obtido uma captura de toirão (Ribeira de Pardais), recorreu-se
a um número mais elevado de armadilhas (cerca de 25 armadilhas por 1Km), mas o sucesso de captura foi igualmente
nulo. Assim, talvez a baixa densidade de armadilhas dentro da área de estudo não tenha sido o factor determinante
para o insucesso verificado.
Nesta segunda tentativa, suspeita-se que o principal factor da inexistência de capturas, poderá ter sido o elevado
número de capturas de outros carnívoros (n= 10) que indisponibilizou uma percentagem considerável de armadilhas por
noite, o mesmo tendo sucedido nas duas sessões adicionais que se realizaram na área de Évora/Montemor-o-Novo
(n=40), estas últimas, não esquecendo igualmente o elevado número de capturas de ratazanas (n= 35), facto que
provoca a indisponibilidade das armadilhas reduzindo assim as hipóteses de captura da espécie-alvo.
Ainda que não podendo ser considerado como definitivos, os resultados levam a que seja colocada a hipótese de
que este carnívoro poderá apresentar uma densidade relativamente baixa dentro da área de estudo, podendo contribuir
para este facto a aparente elevada abundância de outros carnívoros de médio porte, como o sacarrabos, a geneta e a
fuinha. A competição pelos mesmos recursos, a interferência directa e eventualmente a predação, poderão ser factores
actuantes neste cenário e que importa averiguar no futuro. O papel da predação entre carnívoros tem sido
negligenciado, mas investigações mais recentes acerca dos factores de mortalidade de carnívoros de pequeno-médio
porte (e.g. Martes americana – marta americana, FREDRICKSON & BISSONETTE 1990) têm vindo a corroborar a
importância deste factor na dinâmica das populações daqueles predadores. Se a predação de geneta e fuinha sobre o
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________54
toirão é pouco previsível, devido às dimensões e hábitos alimentares destas espécies, a mesma inferência já não é
imediata relativamente ao sacarrabos, cujo porte é muito superior ao do toirão (peso médio = 2,3 Kg na área de estudo)
e sobretudo apresentam ritmos de actividade muito distintos. Enquanto o toirão é reconhecidamente uma espécie de
hábitos crepusculares e nocturnos (BIRKS & KITCHENER 1999, PALAZÓN et al. 2001), o sacarrabos encontra-se activo no
período diurno (PALOMARES & DELIBES 1993), logo no período de maior vulnerabilidade do toirão que se encontra em
repouso. A crescente expansão do sacarrabos (BORRALHO et al. 1996) deverá pois ser encarada como um dos factores
com potencial influência na eventual regressão do toirão no sul da Península Ibérica.
Indícios de presença
Os dados de ocorrência da espécie recolhidos durante esta fase, estão representados na figura 25 e resultam de
um conjunto mais vasto de evidências da presença da espécie (Tab. 12 e Anexo V) do que na fase prédesmatação/desarborização. Além destas evidências na área de estudo, ainda foram registadas 12 outras evidências
da espécie em áreas adjacentes, e que se encontram igualmente representadas na mesma figura 25: 8 animais
atropelados (cartas 472 e 473), 3 dejectos (cartas 503 e 513) e 1 observação directa no Rio Ardila (carta 502), onde foi
avistado um indivíduo ao crepúsculo.
Tabela 12 – Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de toirão na área cartográfica do Empreendimento
de Fins Múltiplos de Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização.
Tipo de evidências
N.º de evidências
%
Animais mortos
3
10,3
Capturas
1
3,4
Observações
2
6,9
Dejectos
15
51,8
Pegadas
6
20,7
Rastos
2
6,9
TOTAL
29
100
As observações directas efectuadas dentro da área de estudo (Tab. 12), inserem-se ambas na carta 483, mas em
quadrículas 5*5 Km distintas. Uma ocorreu na Ribeira de Alcarrache, onde foram observadas 4 a 5 crias acompanhadas
da sua progenitora (A.RAINHO & J.TEODÓSIO com. pess.) durante breves segundos ao crepúsculo e outra resultou de
uma farolada, onde foi observado um indivíduo adulto a atravessar a estrada alcatroada, durante alguns segundos e ao
início da noite.
Apesar dos dejectos desta espécie terem sofrido uma selecção criteriosa quanto ao seu comprimento, diâmetro,
cheiro e cor, a sua identificação suscita ainda assim alguma dúvida, especialmente quando os dejectos encontrados se
encontram muito degradados, podendo por isso, ser confundidos com os dejectos de fuinha, espécie pertencente à
mesma família. De facto, os dejectos destas duas espécies são muito semelhantes em termos de comprimento e
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________55
diâmetro, apresentando por isso uma margem de sobreposição elevada (ver ponto 7.1.1). Numa tentativa de colmatar
esta dificuldade de identificação, os dejectos recolhidos em 2001, foram armazenados para uma posterior identificação
específica através de técnicas moleculares (ADN) (HANSEN & JACOBSEN 1999). Apesar de difícil detecção, este tipo de
indícios continuam a constituir a maior percentagem de evidências da espécie (51,8%), encontradas durante as
prospecções (Tab. 12).
N
Ñ Atropelado
U
%
% Captura
#
&
$
$
$
T
W
'
Dejecto
Observação
Rasto
Pegada
$
T$
T
W
'
Área inundável
Rios
W
'
Ñ
W
'
Ñ
ÑÑ
Ñ
Ñ
$
T
Ñ
'
W
$
T
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W
''
W
Ñ
W
'
W
'
&Ñ
V
$
T
W
&'
V
W
'
$
T
W
'
W
'
0
5 km
$
T
V
&
W
'
W
'
Figura 25 - Mapeamento da ocorrência de toirão área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase de
pós-desmatação/desarborização.
Através da aplicação das “track-plates”, obteve-se 4 indícios de toirão (Fig. 26), resultados que se encontram
expressos na tabela 13. Também foram registados rastos e/ou pegadas de outras espécies, sendo de destacar que
35,13% dos registos eram de ouriço (Erinaceus europaeus), espécie cujo reduzido tamanho lhe permite facilmente
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________56
entrar nos túneis e que embora insectívora, levava o isco que estava disponível, reduzindo o poder atractivo do
Giovanni Manghi
dispositivo para o toirão (Tab. 13).
Figura 26 – Aspecto da pegada e rasto de toirão registados com o auxílio de “track-plates”.
Tabela 13– Espécie, número e respectiva percentagem das evidências (rastos/pegadas) das espécies detectadas através das
“track-plates”.
Espécie
N.º de evidências
%
Toirão
4
5,41
Fuinha
6
8,11
Geneta
9
12,16
Sacrrabos
2
2,70
Raposa
3
4,06
Gato
9
12,16
Cão
1
1,36
Ouriço
26
35,13
Micromamíferos NI
11
14,86
Répteis
3
4,05
TOTAL
74
100
Observando o mapa de ocorrência da espécie relativo a esta fase (Fig. 25), é aparente a redução do número de
evidências da espécie, ainda que estas estejam mais fundamentadas.
A espécie continua a estar claramente associada às linhas de água, observando-se que 65,5% das evidências
estão num raio de 500m a partir das principais linhas de água (Tab. 14). A justificação para tal facto é idêntica à já
referida na fase pré-desmatação. Assim, tendo as acções de desmatação incidido principalmente nestes biótopos, o seu
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________57
desaparecimento influenciou, tal como previsto no 3º Relatório de Progresso de Dezembro de 2000 (SANTOS-REIS et al
2000), a distribuição da espécie, que se terá deslocado para áreas adjacentes ou desaparecido.
Tabela 14 – Número de evidências de toirão em cada tipo de biótopo.
Tipo de biótopo
Nº evidências
Estepe
5
Matos
3
4
7
Rio
1
9
Raio de 500m a partir das principais linhas de água
19
Dos 3 núcleos inicialmente considerados, apenas o núcleo central parece ainda persistir, de acordo com a
concentração de indícios encontrados nesta zona da Ribeira de Azevel e Ribeira de Álamo. Tal facto poderá ficar a
dever-se à densidade de coelho-bravo que ainda se mantém na zona envolvente a Monsaraz (ver ponto 6.2.1.), mesmo
após a desmatação/desarborização, e que muito provavelmente influencia a regularidade da presença do toirão nesta
zona.
Do núcleo norte, ainda se registou a ocorrência da espécie na Ribeira de Lucefece, numa área não sujeita a
desmatação; no entanto na margem do Rio Guadiana, zona desmatada, não foi encontrado nenhum indício. Este facto
indicia que a espécie tenha desaparecido nos locais sujeitos a desmatação, devido à grande perturbação causada.
O núcleo da Bacia do rio Degebe também parece ter desaparecido possivelmente por ser um local onde vários
factores se associam: construção de diversas estradas e pontes nas imediações de localidades, nomeadamente da
Amieira, e desmatação de grande extensão das margens do Rio Degebe. De salientar que, após a ausência de
vestígios na zona sul da área de estudo (carta 490, 491 e 501) (PEDROSO et al. 2003), onde fica localizado o paredão da
barragem e esta tem a maior extensão em largura, voltaram-se a encontrar alguns indícios. Esta situação decorre já na
fase de enchimento da barragem, em que a perturbação humana já não se faz sentir com tanta intensidade como na
fase antecedente, o que pode ser um sinal de que os indivíduos estão a repovoar a zona após um suposto afastamento
gerado pelo excesso de perturbação.
Com os indícios encontrados nesta fase, voltaram a definir-se núcleos de ocorrência, novamente com recurso ao
método de Kernel a 50%, apenas persistindo o núcleo central (Monsaraz). Este resultado poderá ter sido influenciado,
em parte, pelo intenso esforço de prospecção nesta área imposto pela aplicação do método das “track-plates”, e do qual
resultou uma maior concentração de indícios nesta zona de ocorrência da espécie.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________58
No final deste trabalho, o toirão apresenta uma distribuição fragmentada na área de estudo, ocupando locais
isolados, relativamente afastados uns dos outros, facto este que compromete o futuro da espécie na área, situação já
prevista nos estudos de biologia e ecologia da espécie (MATOS et al. 2001).
Os dados apresentados constituem uma importante contribuição para o conhecimento desta espécie reconhecida
como ameaçada desde 1990 (SNPRCN 1990) e sobretudo um valioso contributo à escala regional através da
disponibilização de dados cartográficos baseados numa pesquisa sistematizada.
7.1.2.2.Modelo preditivo de distribuição espacial
Análise de regressão logística
Selecção de variáveis para inclusão no modelo
Os resultados da análise univariada a que foram submetidas todas as variáveis ambientais encontram-se no
Anexos VII. Verifica-se que, das 40 variáveis independentes iniciais, 16 revelaram algum nível de associação à
ocorrência de toirão. De entre estas, dois pares evidenciaram um nível de correlação significativo e demasiado elevado
(rS =0,7), tendo sido seleccionada, por cada par, a variável que apresentou uma associação mais forte com a variável
dependente. Previamente à construção do modelo, todas as variáveis contínuas seleccionadas foram reduzidas a
classes (Anexo VIII), resultando num conjunto de 31 parâmetros que serviram de base à regressão logística múltipla. As
variáveis que foram seleccionadas para entrar na análise multivariada (17) são aquelas que apresentam uma
significância no teste univariado <0,05 e não estão correlacionadas entre si (Tabela 15).
Tabela 15 – Variáveis seleccionadas para a análise multivariada (p<0,05) no modelo de regressão logística para o toirão.
Distância aos rios
Percentagem de biótopos fechados
Distância aos rios de ordem 34
Percentagem de intervenção humana
Presença de charcas
Número de polígonos das classes do uso do solo
Presença de afloramentos rochosos
Dimensão média dos polígonos das classes uso solo
Presença de aglomerados de pedras
Índice da forma média dos polígonos das classes
Percentagem de matagais
Índice de diversidade de Shannon
Percentagem de eucaliptal/pinhal
Densidade das estradas
O modelo de regressão logística construído com as variáveis incluídas e os respectivos coeficientes, erros-padrão,
significância do teste de Wald e Odds ratio está expresso na tabela 16.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________59
Tabela 16 – Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de ocorrência do toirão
na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva, e respectivos coeficientes (â ) e erros-padrão (S.E.(â )),
estatística de Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.), significância do teste de Wald (Wald (P)) e Odds ratio (ψ ).
Variáveis
β
S.E.(β)
Diversidade de biótopos
Wald
g.l.
Wald (P)
11,468
2
0,003
ψ
Diversidade de biótopos [0-0.5[
1,547
0,465
11,043
1
0,001
4,695
Diversidade de biótopos [0.5-1.00]
0,577
0,761
0,575
1
0,448
1,781
Afloramentos rochosos
-1,227
0,486
6,365
1
0,012
0,293
Constante
-0,772
0,381
4,100
1
0,043
0,462
Entre as variáveis seleccionadas para inclusão no modelo, não foi encontrada nenhuma interacção que optimizasse
o mesmo.
A equação do modelo final consistiu em 3 parâmetros (excluindo a constante), denotando uma importante
simplificação relativamente ao conjunto de variáveis iniciais (31 parâmetros). O conjunto de variáveis ambientais que
melhor prevê a ocorrência de toirão na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos de Alqueva é então o
nível moderado de diversidade de biótopos e a ocorrência de afloramentos rochosos.
O ajustamento do modelo aos dados foi avaliado em termos de taxas de classificação correcta e do teste χ2 de
Pearson. O ponto de corte que apresenta o melhor equilíbrio entre os erros e as classificações correctas em relação às
presenças é de 0,4. A partir de 40% de probabilidade de ocorrência da espécie o modelo considera a sua presença.
O modelo classificou correctamente 66 % das presenças e 65 % das ausências, incorrendo, portanto, com a
mesma frequência, nos erros de Tipo I e II (ver ponto 4.3.1.2.). Isto significa que, em cerca de 1/3 das quadrículas para
as quais o modelo prevê a ausência de toirão, foram detectados indícios da sua ocorrência durante os trabalhos de
prospecção no terreno, sucedendo ao mesmo tempo o inverso relativamente a 1/3 das quadrículas para as quais o
modelo prevê a presença deste mustelídeo.
Consequentemente, a taxa de classificação correcta média (65,5 %) esteve também ligeiramente abaixo do valor
mínimo considerado para um modelo com um bom poder preditivo (70 %; ver 4.3.1.2.). Esta situação poderá resultar
do facto de não se haver considerado, para o presente modelo, determinada variável ou variáveis que estejam a
exercer também uma influência significativa sobre a ocorrência do toirão, ou, muito simplesmente, por se tratar de uma
espécie generalista (tanto em termos tróficos como de refúgio). Também o facto de a amostragem não ser 100% segura
(ou fiável) poderá a influenciar os resultados.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________60
No entanto, a distância entre as probabilidades de ocorrência de toirão calculadas pelo modelo construído e a real
ocorrência da espécie foi reduzida e aceitável, como o demonstra o resultado do Teste χ2 de Pearson (X2 = 113,25;
g.l.= 113; p = 0,48). Este facto permite-nos, portanto, considerar como fiáveis essas probabilidades.
Interpretação dos coeficientes do modelo
De acordo com os resultados, o toirão parece estar associado a um nível moderado de diversidade de biótopos e
parece evitar os afloramentos rochosos. De facto, um moderado nível de diversidade de biótopos pode ser favorável,
uma vez que, se pode traduzir pela existência de biótopos com coberto vegetal denso que atravessam outros menos
propícios, servindo os primeiros como corredores usados por esta espécie para se deslocar ao abrigo da vegetação,
podendo no entanto, realizar algumas incursões nas áreas mais abertas para procurar alimento. Por outro lado, um
nível demasiado elevado de diversidade de biótopos pode significar uma situação de elevada fragmentação, onde não
se encontram reunidas as condições para o estabelecimento deste carnívoro, que não se movimenta em meios
demasiado abertos.
De certa forma não é surpreendente que o toirão evite os afloramentos rochosos, uma vez que, não é um biótopo
favorável para as suas presas. Além disso, poderão existir interacções com outras espécies que utilizam
preferencialmente este tipo de biótopo, como é o caso do bufo-real (Bubo bubo), que o utiliza como local de nidificação,
e o gato-bravo, que procura estes locais para se abrigar, não sendo de excluir a hipótese da predação.
Mapeamento da distribuição potencial do toirão
O mapeamento da distribuição potencial do toirão na área de estudo, que traduz a adequabilidade da área
para a espécie, baseou-se apenas nos níveis de probabilidade estimados pelo modelo de regressão logística.
Da análise do mapa, pode observar-se que a área não apresenta elevada probabilidade de ocorrência de
toirão (p=0,9) em nenhuma das quadrículas (Fig. 27). No entanto, a área de probabilidade intermédia (0,4 < p < 0,9) é
bastante abrangente, representando 45,05% da totalidade de quadrículas. É ainda possível constatar que esta área
apresenta um padrão heterogéneo de adequabilidade, o que indicia um risco de fragmentação.
Analisando os resultados do modelo na perspectiva da influência do regolfo a ser criado após o enchimento,
observa-se que 46,10% das quadrículas de probabilidade intermédia estão incluídas na área prevista para inundação à
cota 152 m. Além disso, foi também dentro dos limites desta área que se observou a maior concentração de evidências
inequívocas desta espécie, que consiste em 5 registos de animais mortos e duas observações directas, uma de cerca
de 6 indivíduos (A. Raínho e J. Teodósio) e outra de um único indivíduo (ver Tabela 12).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________61
N
Probabilidade de ocorrência de toirão
0% - 20%
20%-40%
40%-60%
60%-80%
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 27 - Mapeamento da probabilidade de ocorrência de toirão (quadrículas 1*1 Km) estimada pelo modelo de regressão
logística para a área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva.
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________________62
7.2. LONTRA
7.2.1. Metodologia
7.2.1.1 Estratégia pré-desmatação/desarborização
Relativamente à lontra, após a avaliação inicial da situação da espécie (SANTOS-REIS et al. 2000), delineou-se uma
estratégia que visou uma análise da variação sazonal da presença da mesma e a elaboração de um modelo preditivo
da respectiva distribuição (ver ponto 4.3).
Optou-se, então, por uma prospecção a uma escala mais precisa de que a anteriormente utilizada (5*5 Km),
escolhendo-se como unidade de amostragem a quadrícula 1*1 Km. Como base de trabalho foram seleccionadas todas
as quadrículas que continham linhas e planos de água de regime mais permanente, uma vez que se demonstrou serem
estes os habitats onde, durante a primeira fase dos trabalhos, foi encontrado um maior número de indícios de presença
da espécie (Fig. 28). Destas quadrículas, e devido ao seu elevado número (n= 422), foram aleatoriamente
seleccionadas 20% (n= 84), valor apontado como suficiente para a elaboração dos modelos preditivos de distribuição
bem como para a realização eficaz da prospecção de campo. Estas 84 quadrículas 1*1 Km, comuns às amostradas
para detecção da presença de toirão, foram prospectadas trimestralmente (ainda que apenas para 82 tenha sido
possível completar o ano de amostragem por o acesso das restantes ter sido restringido). Realizaram-se um ou mais
percursos pedestres, de acordo com o tipo de linhas e planos de água presentes por quadrícula, perfazendo um total de
600m de prospecção (Fig. 13).
Figura 28 - Aspecto da Ribeira de Mures (Juromenha) e respectiva galeria ripícola.
As lontras são animais difíceis de observar directamente no seu habitat natural devido à sua timidez e aos
seus hábitos maioritariamente nocturnos. Por essa razão, o número e a distribuição dos vestígios indirectos da sua
presença são vulgarmente usados para avaliar a distribuição, a actividade e as preferências de habitat da população
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________63
(MACDONALD & MASON 1982, BAS et al. 1994, MASON & MACDONALD 1986), embora alguns autores aconselhem
precaução nestas estimativas (MELQUIST & HORNOCKER 1979, KRUUK et al 1986, KRUUK & CONROY 1987).
As características peculiares e únicas dos indícios de presença da lontra (pegadas, dejectos, marcações odoríferas,
tocas e restos de presas) (Fig. 29), bem como a sua abundância e conspicuidade na área de estudo, permitiram que a
detecção da presença da espécie se basea-se exclusivamente neste método de amostragem, simultaneamente eficaz e
de baixo custo.
De facto, as pegadas de lontra dejectos e marcações odoríferas (“jellies” e “smears”), são facilmente identificados
pelo seu aspecto e odor (forte cheiro a peixe), muito característicos nesta espécie. As pegadas apresentam uma forma
estrelada pois os cinco dedos dispõem-se em semi-círculo em torno da almofada central, podendo mostrar a membrana
interdigital e as garras muito curtas, e os dejectos são pequenos e geralmente sem extremidade espiralada, variando de
mais escuros (quando frescos) a acinzentados (mais envelhecidos), contendo ossos de peixes e vertebras (ICN 1999;
FAPAS 2000). As tocas são igualmente reconhecidas pela presença de dejectos e/ou pegadas na entrada e no interior
do refúgio. Os restos de presas correspondem a restos semidevorados de peixe e lagostim.
a)
c)
b)
Figura 29 – Indícios de presença de lontra a) dejecto b) restos de presa c) pegadas
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________64
À semelhança da fase pré-desmatação/desarborização, a estratégia pós-desmatação/desarborização foi baseada
na pesquisa de indícios de presença, já referida no ponto 7.2.1.1.
Na segunda fase e tendo em conta que o objectivo primeiro era a análise do efeito da desmatação / desarborização
e do enchimento sobre a lontra, delineou-se uma abordagem em que partindo de uma situação de pré-desmatação se
acompanhasse a evolução da marcação da lontra durante o processo de desmatação e desarborização.
Assim, das 82 quadrículas 1*1 Km que foram prospectadas quatro vezes em 2000, apenas 80 foram continuadas
(as quadrículas 55 e 38 ficaram sem acesso logo no início de 2001). Estas foram agrupadas em dois conjuntos: 34
quadrículas no interior da área prevista para inundação, ou seja, sujeita a desmatação, desarborização e enchimento; e
36 quadrículas exteriores a esta. As restantes 10 quadrículas não foram acompanhadas após 2000, uma vez que as
quadrículas 5*5 Km das quais fazem parte já estavam a ser alvo de monitorização.
Formaram-se então dois grupos baseados nos conjuntos anteriores (Fig. 30):
-
grupo 1 – com o objectivo da avaliar a resposta da lontra à desmatação, desarborização e enchimento, e
constituído por quadrículas dentro da área prevista para inundação:
-
-
34 quadrículas que transitaram de 2000;
-
6 quadrículas adicionais (que não foram prospectadas em 2000) - D5, 86, 87, Tvinhas, Tcodes e Tagosto.
grupo 2 – com o objectivo de complementar a informação relativa à distribuição da espécie na área de estudo
e avaliar a evolução da situação na área adjacente à área sujeita a inundação, e constituído por quadrículas
fora da área sujeita a inundação:
-
37 quadrículas que transitaram de 2000;
-
34 quadrículas adicionais (por forma a ter pelo menos uma quadrícula 1*1 Km em todas as 5*5 Km da
área de estudo); no caso da quadrícula 1*1 Km se revelar negativa, a prospecção era estendida a outras
linhas e planos de água presentes na 5*5 Km e esta última só era considerada negativa para a lontra se
todas as prospecções resultassem negativas.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________65
N
Grupo 1
Grupo 2
Quadrículas 1*1 km
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 30 - Representação espacial das quadrículas 1*1 Km seleccionadas para prospecção da lontra na área cartográfica de
influência directa da barragem do Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização.
As 40 quadrículas do grupo 1 foram prospectadas de 3 em 3 meses, decorrendo a primeira visita logo que os
trabalhos de desmatação na área da quadrícula tivessem terminado, de forma a avaliar primeiramente a resposta da
lontra a esta perturbação, e posteriormente ao enchimento. Todas estas quadrículas foram prospectadas anteriormente
à perturbação pelo menos uma vez (ou durante as prospecções de 2000 ou, no caso de serem quadrículas novas,
imediatamente antes da desmatação), garantindo assim que existem leituras anteriores passíveis de comparação com a
situação pós-desmatação. De referir que 8 quadrículas (4, 5, 7, 8, 13, Tvinhas, Tcodes e Tagosto) só sofreram efeito do
enchimento, uma vez que não foram desmatadas. Um ajuste do transecto de prospecção era realizado, acompanhando
o efeito do enchimento, ou seja, sempre que possível a prospecção acompanhava o nível de subida da água, por forma
a que o transecto fosse na faixa imediatamente adjacente à água. As 71 quadrículas do grupo 2, dado não serem
afectadas pelas acções de desmatação e desarborização e enchimento, foram prospectadas apenas 2 vezes por ano
(uma na época húmida – Março e Abril - e outra na época seca – Setembro e Outubro). Esta metodologia permite
verificar a situação da lontra em todas as quadrículas 5*5 Km da área de estudo, tanto em situação de abundância
como de escassez de água.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________66
No Anexo IX estão indicadas as quadrículas que compõem cada grupo e as respectivas datas de prospecção. Os
dados obtidos durante as duas fases foram convertidos para a escala 5*5 Km permitindo, conjuntamente com
informações ad hoc sobre a presença desta espécie (dejectos, pegadas, observações directas e animais encontrados
mortos), uma actualização do mapa de distribuição da espécie no conjunto das 11 cartas que constituem objecto de
estudo.
7.2.1.3 Avaliação das necessidades tróficas
Apesar de não estar definido como objectivo no âmbito da monitorização da lontra, a importância que os recursos
tróficos assumem no padrão de distribuição e abundância da espécie, e a ausência de estudos prévios na área de
estudo, obrigou a que fosse efectuada uma breve análise da sua dieta, permitindo recolher informações importantes
nomeadamente para o desenvolvimento do modelo e para a definição da adequabilidade da área para a espécie.
Assim, durante esta fase foram analisados um conjunto de dejectos recolhidos em 8 estações de amostragem dispersas
pela área sujeita a inundação (Fig. 31).
AL2
Figura 31 – Localização na área de estudo das estações de amostragem seleccionadas para avaliação da dieta da lontra.
Para a selecção destes 8 locais teve-se em conta a necessidade de amostrar rios e ribeiras de dimensões e
caracteristicas diferentes, e a vantagem associada em escolher locais que estivessem integrados na rede de pontos de
amostragem da equipa de monitorização de peixes dulciaquícolas, de forma a ter uma noção da disponibilidade de
presas nos locais de amostragem. Ao longo do ano de 2000 foram realizadas 5 amostragens (Fevereiro, Abril, Junho,
Agosto e Outubro) para detecção de indícios de presença de lontra e recolha de dejectos, sendo que nos meses de
Abril e Agosto estão igualmente disponíveis dados relativos à disponibilidade de peixes.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________67
As estações de amostragem seleccionadas podem ser sumariamente descritas como:
G6 - situada na margem esquerda, da parte superior do Guadiana Português. A largura do rio ronda os 40m e
contém várias pequenas ilhas que, por estarem relativamente afastadas da margem são normalmente inacessíveis a
pé. Assim sendo, apenas a margem esquerda foi prospectada. Em metade do transecto a margem é rochosa, com
pouca vegetação, na sua maioria eucaliptos (Eucaliptus globosus), e na outra metade é arenosa com algumas praias de
calhau rolado e vegetação ripária densa. As espécies dominantes na galeria ripícola são freixos (Fraxinus angustifolia),
zambujeiros (Olea europaea var. sylvestris) e juncos (Juncos sp.). As ilhas apresentam-se cobertas apenas por
herbáceas. O rio aqui é de caudal permanente e a variação sazonal só é sentida no nível de água e na velocidade da
corrente, que pode ser bastante intensa na época das chuvas. A área envolvente é usada para cultivo intensivo de
frutas e vinho.
G3 – situada na margem direita do Rio Guadiana e inclui o moinho dos Clérigos. Nesta zona o rio tem uma largura
média de 40m e uma pequena ilha. O açude do moinho está partido e por isso normalmente submerso não sendo, por
isso prospectado. Devido à largura do rio e à inacessibilidade da ilha só a margem direita é prospectada. A margem é
rochosa e tem uma “praia” de calhau rolado a jusante do moinho. A vegetação ripícola é esparsa não formando uma
verdadeira galeria, embora a ilha tenha uma vegetação densa e luxuriante. As espécies vegetais mais abundantes são
o freixo, os zambujeiros e os juncos. O rio tem caudal permanente e a variação entre as estações do ano só é notada
na largura do rio. A área envolvente é um montado de azinho sem subcoberto. A perturbação humana é baixa devido à
dificuldade de acesso ao local.
AZ3 – situada na ribeira do Azevel, um tributário do Guadiana. A ribeira tem aqui 10 m de largura e as suas
margens são maioritariamente rochosas embora apresentem pequenas praias arenosas. A profundidade é sempre
inferior a 80 cm e a corrente nunca é forte. Na época seca a ribeira seca quase completamente mantendo unicamente
alguns pêgos de tamanho considerável. A vegetação ripícola não é densa mas é contínua. As espécies dominantes são
o aloendro (Nerium oleander) e o freixo (Fraxinus angustifolia). A área envolvente é um mato bastante denso. A pressão
humana é mediana sendo o local utilizado ocasionalmente para dar de beber ao gado.
AL2 – situada na ribeira do Álamo, um tributário do Guadiana. A ribeira tem cerca de 3 m de largura, as suas
margens são bastante inclinadas e formadas por blocos rochosos. O leito é coberto por calhau rolado. A profundidade é
irregular variando entre os pequenos rápidos e os pêgos mais fundos. Na época seca a ribeira seca totalmente,
mantendo alguma água apenas nos pegos maiores. A vegetação ripícola é densa e contínua e as espécies dominantes
são o choupo-negro (Populus nigra), o freixo, as silvas (Rubus sp.) e a cana (Arundo donax). A área envolvente é
cultivada e frequentemente utilizada por rebanhos de ovelhas. A pressão humana é considerável devido á proximidade
de uma quinta.
D17 – situada junto à vila de Monte do Trigo no troço médio do Rio Degebe e inclui o moinho e açude do Monte
Novo. A montante do moinho o rio tem uma largura média de 15m, uma galeria ripícola densa e o substracto do leito é
composto por calhau rolado. Logo a jusante do açude encontra-se uma área de blocos rochosos e seguidamente a
largura do rio diminui consideravelmente e a galeria ripícola torna-se mais fechada e bastante difícil de prospectar. A
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________68
galeria ripícola é formada na sua maioria por freixos, choupos-negros, zambujeiros, canas e aloendro. A área
envolvente é composta por grandes extensões de campos agrícolas na sua maioria de sequeiro. Embora na época das
chuvas o nível de água possa atingir a altura do açude (1m) a corrente nunca é forte. Na época seca formam-se
grandes pegos a montante do açude e pequenos a jusante. O lagostim é bastante abundante podendo ser visto na
zona do açude. A perturbação humana não é muita embora seja ocasionalmente utilizada por pescadores desportivos.
D5 – situada no troço final da Ribeira da Amieira junto à vila com o mesmo nome, logo antes da ribeira desaguar no
Rio Degebe. A ribeira tem uma largura média de 6m e o seu substracto é composto por blocos rochosos de tamanho
razoável e calhau rolado. A profundidade máxima não ultrapassa os 80cm e a média ronda os 30cm. A corrente durante
a época das chuvas é média formando pequenos rápidos e na época estival a ribeira seca quase totalmente mantendose apenas alguns pegos de tamanho médio. A galeria ripícola é aberta e pouco densa, mas contínua, sendo constituída
por freixos e aloendro. Na Primavera os anfíbios são muito abundantes provavelmente favorecidos pela baixa
profundidade. A área envolvente é composta por um campo agrícola onde costuma pastar um rebanho de ovelhas, e
um eucaliptal. Embora a ribeira seja atravessada por uma estrada alcatroada que leva à vila da Amieira a perturbação
humana não é muito intensa.
ALC2 – situada no troço final da Ribeira do Alcarrache junto á ponte da estrada que vai de Mourão para a Póvoa
de São Miguel. A área é frequentada por pescadores e ocasionalmente por manadas de vacas. A ribeira tem uma
largura média de 10m, a profundidade ronda os 80cm e a corrente chega a ser forte na época das chuvas. No verão
formam-se numerosos pequenos pegos. O substracto é rochoso e no meio do leito existem pequenas ilhas de
vegetação, maioritariamente aloendro e juncos. A vegetação ripícola nas margens é praticamente inexistente sendo a
área envolvente constituída por matos na margem direita e montado sem subcoberto na margem esquerda.
Z3 – situada no rio Zebro, um tributário da margem esquerda do Guadiana, perto da vila da Estrela. A largura do rio
não excede os 5m, e no verão seca completamente. O substrato é alternadamente de areia, calhau rolado e blocos
rochosos. A vegetação ripícola é densa e contínua e a espécie dominante é o tamujo (Securinega tinctoria). A área
envolvente é constituída por montado com um subcoberto de matos denso. A pressão humana é considerável devido á
proximidade da vila e do facto de ser bebedouro habitual de uma manada de vacas.
Procedimento laboratorial
O estudo do regime alimentar da lontra foi baseado na análise dos restos alimentares presentes nos dejectos e nos
restos de presa recolhidos. A metodologia aplicada para o manuseamento dos dejectos e restos de presa para a
identificação das peças diagnosticantes das várias classes presa foi a utilizada por PEDROSO (1997). A composição do
espectro alimentar foi expressa em termos de Percentagem de Ocorrência (P.O.), quociente entre o número de
ocorrências de uma determinada categoria de presa x 100 e o número total de ocorrências de todas as categorias de
presas (1 ocorrência = 1 indivíduo) e de Percentagem de Biomassa (P.B.), quociente entre o peso consumido de uma
determinada categoria de presa x 100 e o peso total consumido de todas as categorias de presa.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________69
O cálculo da biomassa consumida foi aplicado a todas as espécies de peixes constituintes da dieta da lontra e ao
lagostim-de-rio (Procambarus clarkii), tendo em conta que estas constituem a maior parte da dieta da lontra e dada a
impossibilidade de se obter pesos correctos para as outras categorias de presa. Este cálculo foi possível através da
utilização de rectas de regressão (FREITAS, 1999) que, com base nas dimensões das estruturas esqueléticas utilizadas
na estimativa do número de indivíduos, permitem estimar o comprimento e, subsequentemente, o peso das presas
consumidas.
7.2.2. Resultados e Discussão
FASE PRÉ-DESMATAÇÃO / ENCHIMENTO
A cartografia da distribuição resultante do primeiro ano de trabalhos (1999) e relativa às quadrículas 5*5 Km foi
actualizada com as presenças resultantes das prospecções das quadrículas 1*1 Km, com dados recolhidos
ocasionalmente durante as prospecções efectuadas para os estudos do toirão e gato-bravo em 2000 e ainda com as
capturas efectuadas no âmbito do protocolo estabelecido entre o Instituto da Conservação da Natureza/Governo
Regional da Catalunha (ver ponto 2.2, Fig. 32) É ainda de referir que para além destas observações, foi ainda realizada
uma observação directa no Rio Guadiana (carta 453D).
Assim, das 76 quadrículas 5*5 Km que constituem a área de estudo, 64 revelaram-se positivas, correspondendo a
84,4% da área, o que significa um aumento de 17,8% em relação a 1999. A distribuição dos pontos de presença
recolhidos durante 1999 e 2000 e respectiva georeferênciação encontram-se no Anexo V.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________70
N
#
S
Ñ Animal morto
$ Captura
# Observação
# Observação crias
Presença de lontra
Ausência de lontra
Rios
Área inundável
T
$
T
$
Ñ
T
$
T
$
T
$
Ñ
T
$
#
S
T
$
0
5 km
Figura 32 - Mapeamento da ocorrência da lontra na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase prédesmatação/desarborização.
É de salientar ainda que as quadrículas indicadas como ausências se referem, na sua maioria, a áreas de reduzida
adequabilidade para a espécie, principalmente por terem linhas de água pouco significativas e consequentemente
apresentarem-se secas durante grande parte do ano.
Na tabela 17 estão indicados os indícios encontrados durante a fase de pré-desmatação/desarborização.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________71
Tabela 17 – Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de lontra na fase pré-desmatação/desarborização.
Tipo de evidências
N.º de evidências
%
Dejectos
5340
91,3
Restos de presa
392
6,7
Pegadas
79
1,3
Rastos
16
0,3
Marcações odoríferas
21
0,4
5848
100
TOTAL
Como seria de esperar e à semelhança de outros trabalhos (e.g. PEDROSO 1997; SALES-LUÍS 1998), a grande
maioria dos indícios encontrados são dejectos e restos de presa.
Relativamente à metodologia aplicada durante o ano 2000, é de referir que, das 84 quadrículas 1*1 Km seleccionadas
aleatoriamente para prospectar trimestralmente, em duas não foi possível essa prospecção nos últimos dois trimestres,
por constrangimentos encontrados ao efectuar as prospecções. Assim optou-se por realizar a análise anual
considerando apenas 82 quadrículas.
Numa abordagem sazonal (Fig. 33) é possível verificar que no Inverno, 69 (84%) das quadrículas seleccionadas
aleatoriamente foram positivas e apenas em 10 não se encontrou qualquer tipo de indício da presença espécie (13,1%),
não tendo sido possível prospectar as restantes 3 das quadrículas. Na Primavera todas as 82 quadrículas foram
prospectas, tendo o número de quadrículas positivas diminuído para 63 (76,8%) e, correspondentemente o número das
negativas aumentando para 19 (23,2%). No Verão praticamente não se alterou a proporção de quadrículas positivas e
negativas em relação à Primavera: 61 quadrículas positivas (74,4%) e 21 quadrículas negativas (25,6%). Finalmente no
Outono voltou a ocorrer um aumento das quadrículas positivas – 72 (81,8%) e uma diminuição nas negativas – 10
(12,2%).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________72
número de quadrículas
80
70
60
50
positivas
40
negativas
30
s/informação
20
10
0
Inverno
Primavera
Verão
Outono
Figura 33 – Variação sazonal do número de quadrículas 1*1 Km onde foi detectada presença de lontra em cada trimestre de 2000.
Analisando o conjunto dos dados obtidos no decurso do ano de 2000, 53 quadrículas foram sempre positivas e
apenas 5 quadrículas se revelaram negativas durante as quatro prospecções (Fig. 34). Estas últimas quadrículas
apresentam características que podem justificar a ausência da espécie: em 2 delas, os locais de prospecção são
escorrências, secas praticamente todo o ano; outras 2 são ribeiras, que estão secas durante muito tempo do ano, sendo
uma delas uma área ardida e intervencionada, envolvida por um eucaliptal; a quinta quadrícula negativa é uma pequena
charca, localizada numa estepe utilizada por gado bovino.
Um factor comum a todas as quadrículas é a total ou quase total ausência de presas principais da lontra (peixes,
lagostim e/ou anfíbios) durante todo o ano. É ainda de referir que das 5 quadrículas negativas ao longo de 2000, 4 são
fora da área sujeita a inundação e 1 é dentro, e das 53 positivas, 19 são fora e 34 são dentro da área sujeita a
inundação.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________73
Presença de lontra
Ausência de lontra
Sem informação
N
Área inundável
Rios
Primavera
Inverno
Outono
Verão
0
5 km
Figura 34 - Monitorização sazonal da lontra nas quadrículas 1*1 Km seleccionadas na área cartográfica de influência directa da
barragem de Alqueva, a fase pré-desmatação/desarborização
Assim, nota-se uma maior tendência de sucesso de prospecção no Inverno e Outono, confirmada pelo número de
dejectos encontrado em cada estação do ano (Fig. 35).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________74
1800
1600
nº indícios
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Inverno
Primavera
Verão
Outono
Figura 35 – Variação sazonal do número de indícios detectados nas quadrículas 1*1 Km seleccionadas para
monitorização.
Este facto poderá ser explicado pelos elevados níveis de precipitação verificados em Abril e Maio de 2000 durante
os dias de prospecção e anteriores, factor indicado por vários autores como determinante na lixiviação dos indícios de
presença no terreno e na submersão das margens e dos locais preferenciais de marcação, como zonas de rocha e
aglomerados de pedra no leito (PEDROSO 1997, SALES-LUÍS 1998). No entanto, o factor mais determinante para estes
valores reduzidos poderá ser o grau de desenvolvimento da vegetação ripícola que se apresentava muito exuberante
em vários locais de amostragem, dificultando a prospecção e, consequentemente, influenciando o número de indícios
encontrados. Esta situação verificou-se na Primavera e prolongou-se durante o Verão.
Outro factor que poderá influenciar os resultados é a época de reprodução desta espécie que, apesar de não ter um
período definido está descrita como concentrando a maior frequência de partos na Primavera (por questões de
disponibilidade de presas e de refúgio) (BEJA 1996), o que resulta numa menor movimentação por parte das fêmeas
reprodutoras e consequentemente uma marcação mais concentrada em torno das tocas e menos dispersa pelo
território.
Tratando-se de uma espécie frequente na área de estudo, e cujos indícios de presença são fáceis de detectar por
serem numerosos e apresentarem um padrão de distribuição linear ao longo das linhas e planos de água, as
prospecções efectuadas permitiram a obtenção de uma medida relativa de abundância, expressa através do Índice
Quilométrico de Abundância (IQA = n.º de indícios por Km percorrido, STAHL 1986). O referido índice, ainda que não
deva ser considerado como um indicador rigoroso da abundância de uma espécie (por depender de factores como o
sexo, a idade, o estado sanitário e efectivo populacional), apresenta-se como útil na comparação entre áreas, à mesma
escala temporal, ou numa mesma área ao longo do tempo.
De facto, o número de dejectos num dado troço de rio pode representar a quantidade de tempo despendido pela
lontra numa dada área, logo, uma medida de utilização. Nesta perspectiva, e como análise preliminar, tentou-se analisar
o número de indícios por Km em cada tipo de linha ou plano de água (rios, ribeiras, escorrências e reservatórios ou
charcas) (Fig. 36 e 37).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________75
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
rios
ribeiras
escorrências
reservatórios
Figura 36 - Índice Quilométrico de Abundância Médio de lontra em função do tipo de ambiente dulciaquícola.
a)
b)
c)
d)
Figura 37 - Tipos de ambiente dulciaquícola a) rio principal b) reservatório c) escorrência d) ribeira
Todos os habitats são usados, e este parece ser o ponto mais importante e o que melhor justifica a distribuição
generalizada da lontra na área de estudo. No entanto, as escorrências são nitidamente menos usadas, provavelmente
pelo número de presas disponível ser quase nulo ao nível das espécies principais na área de estudo (peixes e
lagostim), como resultado do reduzido ou nulo caudal, e pelas menores potencialidades de refúgio que oferecem (na
sua maioria não apresentam boas galerias ripícolas).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________76
A importância destas classes de presa foi determinada através da análise do regime alimentar (ponto 7.2.2.3), bem
como através dos resultados do modelo preditivo (ponto 7.2.2.2).
As ribeiras e os reservatórios apresentam valores de IQA semelhantes. As ribeiras fornecem disponibilidade de
presas e, acima de tudo, possibilidade de refúgio. Os reservatórios, apesar de, em geral, não terem vegetação
circundante, e como tal, não proporcionarem qualquer possibilidade de abrigo, são ambientes ricos em presas e onde
estas são mais facilmente capturáveis por se tratarem de águas paradas e por vezes pouco profundas. De uma forma
geral, as albufeiras (planos de água de média dimensão) e as charcas (planos de água de pequena dimensão) têm
elevadas abundâncias de peixes (geralmente introduzidos) e de anfíbios, particularmente na época de reprodução
destes últimos (Primavera).
A lontra aparenta ainda, uma preferência pelo troço principal dos rios em comparação com os restantes tipos de
habitat, o que pode ser resultado dos seguintes factores:
•
Apesar de à partida a massa de água dos rios ter um volume mais elevado e, como tal, dificultar a captura das
presas, estas estão mais disponíveis, quer em termos de diversidade, quer em termos de abundância e da
regularidade de ocorrência, ao contrário do que acontece com as ribeiras que na área se caracterizam por
apresentar um regime intermitente e, consequentemente representarem um recurso mais irregular em termos
qualitativos e quantitativos;
•
Os reservatórios, para além de muitos não fornecerem locais de refúgio, alguns também não apresentam uma
presença regular de presas, o que poderá resultar no menor uso de um número considerável destes planos de
água em relação aos rios, e por consequência um valor geral de IQA mais baixo quando se comparam os dois
tipos de habitat.
No entanto, é preciso ter em conta que há um factor alheio à ecologia da espécie e que pode estar a condicionar
parcialmente estes resultados. Nomeadamente, a prospecção nas margens dos rios e nos reservatórios é mais fácil
pois os locais de defecação são mais conspícuos e a vegetação é menos exuberante nos meses de Primavera e Verão,
períodos em que se verificou uma grande dificuldade de prospecção nas ribeiras causada pelo grande desenvolvimento
da vegetação ripícola. Esta menor eficiência de prospecção nas ribeiras é assim um factor a ter em atenção quando se
tentam averiguar preferências do habitat.
Analisando as 48 quadrículas incluídas na área sujeita a inundação, observa-se que o seu IQA médio é superior ao
registado nas 34 quadrículas não incluídas nesta zona, ainda que não de uma forma significativa: 29,4 indícios/km vs
24,6 indícios/km.
Ao analisarmos os valores sazonais do IQA (Fig. 38) é visível que, para todos os ambientes dulciaquicolas excepto
para as escorrências que não apresentam valores significativos de marcação em nenhuma das estações do ano, a
Primavera é a estação do ano que apresenta o IQA mais baixo (reflexo das condicionantes de amostragem e dos
factores ecológicos explicados anteriormente).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________77
70
60
IQA
50
Inverno
Primavera
Verão
Outono
40
30
20
10
0
rios
ribeiras
escorrências
reservatórios
Figura 38 – Variação sazonal do Índice quilométrico de abundância de lontra em relação aos diferentes ambientes dulciaquícolas
Nos rios, é o Inverno que apresenta o valor mais elevado. Este resultado é inesperado pois nesta estação do ano
as chuvas costumam ser intensas e o caudal dos rios elevado. No entanto tal não se verificou no ano de 2000 em que o
primeiro trimestre se revelou bastante seco e com temperaturas relativamente elevadas. Consequentemente, as
extensões de margem expostas e a própria preservação dos indícios foi superior à esperada para esta estação do ano.
Após a descida drástica dos valores de IQA da Primavera (acima explicada) observou-se um incremento gradual no
Verão e no Outono o que pode ser justificado pela descida dos caudais, aumento do número de locais preferenciais de
marcação emersos e, em alguns locais, à formação de pegos que normalmente são intensamente marcados por
conterem um recurso que nestas situações se torna escasso, o peixe. Como as chuvas mais intensas do Outono do ano
2000 se verificaram maioritariamente em Dezembro não afectaram de forma significativa os valores desta estação do
ano.
Nos reservatórios o Inverno apresenta valores comparativamente mais reduzidos pois, nesta altura, a quantidade
de alimento (peixe) é em geral abundante em quase todos os ambientes dulciaquícolas. Dado serem locais pouco
apelativos pois não fornecem refúgio, os reservatórios com dimensão suficiente para não secarem são mais usados nas
estações mais secas em que a disponibilidade de alimento e água noutros locais é escassa. O incremento gradual do
valor de IQA da Primavera para o Outono pode ser relacionado com o aumento dos locais secos em torno destes
reservatórios, o que os torna, muitas vezes, o único local de obtenção de alimento num raio considerável de terreno.
Esta foi a situação verificada especificamente numa quadrícula 1*1 Km situada perto da Póvoa de São Miguel (492F –
ver Fdig.3) que se apresentou negativa relativamente à presença de lontra durante todo o ano e onde só no Outono
foram encontrados indícios. Outro ponto atractivo destes locais são os anfíbios que os procuram para se reproduzirem
tornando-se presas muito disponíveis em determinadas épocas do ano. Em 2000, o facto de, ao contrário do que é
habitual, a Primavera ter sido a estação mais chuvosa, atrasou a reprodução deste grupo de vertebrados para o Verão.
As ribeiras apresentam valores de IQA constantes ao longo do ano com excepção da Primavera cuja inflexão de
valores já foi explicada. Tal pode ser atribuído ao balanço existente entre diferentes factores positivos e negativos nas
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________78
diferentes estações do ano. Assim, no Inverno, actuou positivamente a fraca pluviosidade, embora os caudais fossem
relativamente elevados não havendo muitos locais de marcação, e no Verão actuou positivamente a não ocorrência de
pluviosidade, o maior número de locais expostos e a existência de pegos, mas negativamente a vegetação exuberante
que dificultou a prospecção. No Outono, a vegetação já não dificultou tanto a prospecção, mas algumas ribeiras já se
encontravam totalmente secas e sem interesse do ponto de vista dos recursos alimentares para a lontra. No entanto,
outras apresentavam pegos intensamente marcados.
Assim os resultados corroboram e aprofundam os dados obtidos em 1995 por TRINDADE et al. (1998), pois são
reveladores de uma distribuição generalizada e de uma situação de estabilidade da espécie na área, e fornecem
informação mais detalhada à escala regional. Mais ainda, os resultados permitem confirmar a presença da lontra em
todos os tipos de linhas (Fig. 39) e planos de água e indicar como factores determinantes da presença da espécie a
existência de presas e, num plano secundário, a presença de refúgios. A observação de duas crias de lontra em 1999
(501C) e de uma fêmea prenhe (492D) em 2000, é reveladora da ocorrência efectiva de reprodução na área estudo.
Mais ainda as sessões de captura oportunamente referidas (ver ponto 2.2) permitiram efectuar 19 capturas e verificar a
ocupação de quase todas as linhas de água prospectadas por pelo menos um casal e, por vezes, por alguns
juvenis/sub-adultos, provavelmente em dispersão (ver Figura 39). Também os resultados comparativos entre a zona
inundável e a área circundante apontam para uma maior utilização, por parte da lontra, da zona de influência directa da
barragem.
Figura 39 - Lontras capturadas na ribeira do Álamo (Quadrícula 474F) e na ribeira de Alcarrache (Quadrícula 483H).
FASE PÓS-DESMATAÇÃO / DESARBORIZAÇÃO
A análise desta fase (Janeiro de 2001 a Dezembro de 2003) abordará os seguintes aspectos:
•
Efeitos da desmatação/desarborização
•
Efeitos do enchimento
•
Variações Época Húmida/Seca
•
Actualização da distribuição da lontra na área de estudo
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________79
•
Uso dos vários tipos de ambiente dulciaquícola
Na tabela 18 estão representados os indícios encontrados durante a fase de pós-desmatação/desarborização,
mantendo-se o domínio dos dejectos e restos de presa.
Tabela 18 – Tipo, número e respectiva percentagem das evidências da presença de lontra na fase pós-desmatação/desarborização.
Tipo de evidências
N.º de evidências
%
Dejectos
2642
86,9
Restos de presa
294
9,7
Pegadas
65
2,1
Marcações odoríferas
28
1,0
Rastos
8
0,3
TOTAL
3037
100
É de salientar que foi efectuada uma observação directa da espécie, na Ribeira de Alcarrache (carta 492B).
Efeitos da desmatação/desarborização
Tal como referido no ponto 7.2.1, das 40 quadrículas 1*1 Km do Grupo 1 definidas para avaliar a resposta da lontra
à desmatação, desarborização e enchimento, 32 foram acompanhadas a partir do momento da sua desmatação e até
ao momento em que ficaram submersas como resultado do enchimento da albufeira (Fig. 40).
a)
b)
Figura 40 – a) Ribeira do Álamo e b) ribeira de Azevel após a desmatação.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________80
Das prospecções efectuadas imediatamente a seguir à desmatação (0 meses – 32 quadrículas 1*1 Km), 9
quadrículas revelaram-se negativas (28,1%) e 4 não tiveram acesso. Após 3 meses, o número de ausências diminuiu
para 16,1% das 31 quadrículas prospectadas, continuando a diminuir até aos 6 meses (13,7% em 29 quadrículas) (Fig.
41). As duas amostragens seguintes, 9 e 12 meses após a desmatação, inverteram a tendência até aqui verificada,
aumentando a percentagem de quadrículas negativas (20,8% em 24 quadrículas prospectadas e 28,6% em 14
quadrículas prospectadas) (Fig. 42).
N
Mês 3
Mês 0
Grupo1
Presença de lontra
Ausência de lontra
Anulada
Sem informação
Área inundável
Rios
Mês 6
0
5 Km
Figura 41 - Mapeamento da ocorrência da lontra nos meses seguintes ao início da desmatação na área cartográfica de influência
directa da barragem de Alqueva (mês 0, 3 e 6).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________81
N
Mês 9
Mês 12
Grupo1
Presença de lontra
Ausência de lontra
Anulada
Sem informação
Área inundável
Rios
Mês 15
0
5 Km
directa da barragem de Alqueva (mês 9,12 e 15).
A partir dos 15 meses, o número de quadrículas amostradas nunca foi superior a 5 (5 aos 15 e 18 meses de
enchimento, 4 aos 21 e 24 meses e apenas 2 aos 27 meses), pelo que o facto da percentagem de quadrículas
negativas ser mais reduzida quando comparada com as amostragens anteriores poderá não ter significativo (Fig. 43).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________82
Grupo1
Presença de lontra
Ausência de lontra
Anulada
Sem informação
N
Área inundável
Rios
Mês 18
Mês 21
Mês 24
Mês 27
directa da barragem de Alqueva (mês 18, 21, 24 e 27).
As únicas quadrículas a apresentarem-se como negativas para a lontra nestas amostragens relativas à desmatação
foram: a quadrícula 82 (501C), apesar de na fase pré-desmatação/desarborização ter apresentado um IQA superior à
média (33,8 indícios/km) e a quadrícula 45 (481D), embora ambas apenas tenham sido amostradas uma vez após o
início da desmatação. As quadrículas 76 e 78 (491G), nas 5 amostragens de que foram alvo, revelaram-se igualmente
negativas à excepção de uma amostragem. Estas quadrículas, embora com IQAs reduzidos (9,2 e 8,8 indícios/km)
foram sempre positivas nas 4 amostragens sazonais em 1999-2000.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________83
Relembra-se que das 82 quadrículas 1*1Km da primeira fase, apenas 5 se revelaram negativas nas quatro
amostragens pelas razões já explicadas oportunamente e nenhuma delas faz parte da lista das 32 que são aqui
analisadas.
Ao comparar o IQA obtido em 1999-2000 (Fase pré-desmatação/desarborização) – 23,2 indícios/km nas
quadrículas dentro da área sujeita a inundação – com o obtido em 2001, 2002 e 2003 – 13,5 indícios/km nas
quadrículas desmatadas e desarborizadas, e não entrando em conta com quadrículas já sujeitas ao enchimento, é
visível o decréscimo no valor deste Índice.
É assim notório que as acções de desmatação e desarborização tiveram um impacte importante no uso de habitat
por parte da lontra, levando a um menor uso destas áreas e nalguns casos mesmo ao seu abandono. Parece haver um
primeiro impacte forte, um relativo retorno aos locais desmatados (6 meses) e novamente um abandono de algumas
destas áreas (12 meses), denotando eventualmente uma tentativa/necessidade de recolonização dos anteriores
territórios mas sem sucesso duradouro.
30
nº quadrículas
25
20
presente
15
ausente
s/acesso
10
5
0
0
3
6
9
12
15
18
21
24
27
meses após desmatação/desarborização
Figura 44 - Evolução da presença da lontra nas quadrículas amostradas ao longo da desmatação
Efeitos do enchimento
Em 24 quadrículas do Grupo 1 foi possível avaliar a resposta da lontra ao enchimento, acompanhando durante 9
meses um número considerável de quadrículas (entre 24 e 12). Até ao final de 2003, apenas 6 destas quadrículas
tinham já sido afectadas ao longo de 12 meses, o que condiciona conclusões mais sólidas numa perspectiva temporal
para além dos 9 meses, pelo que os resultados para além deste tempo não vão ser alvo de análise específica.
Assim, é possível verificar que das quadrículas afectadas pelo enchimento (n=24), 62,5% foram negativas no mês 0
de enchimento, valor que aumentou na amostragem realizada 3 meses após o enchimento ter inundado os transectos
amostrados (73,7%). Das 15 quadrículas que estiveram 6 meses sob a influência do enchimento 60% foram negativas
(Fig. 45).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________84
N
Mês 3
Mês 0
Grupo1
Presença de lontra
Ausência de lontra
Área inundável
Rios
Mês 6
0
5 Km
Figura 45 - Mapeamento da ocorrência da lontra após o enchimento na área cartográfica de influência directa da barragem de
Alqueva (mês 0, 3 e 6)
É de salientar ainda a amostragem de 12 quadrículas sujeitas a 9 meses de enchimento, das quais 50% foram
negativas, encontrando-se em Outubro de 2003, totalmente submersos os transectos habituais (Fig. 46).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________85
Grupo1
Presença de lontra
Ausência de lontra
Anulada
Sem informação
N
Área inundável
Rios
Mês 9
Mês 15
Mês 12
Mês 18
Figura 46 - Mapeamento da ocorrência da lontra após o enchimento na área cartográfica de influência directa da barragem de
Alqueva (mês 9, 12, 15 e 18)
Assim, é possível verificar que, ao contrário do que ocorria antes do enchimento, até 9 meses após o enchimento, o
número de quadrículas negativas é superior às positivas (Fig. 47).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________86
16
nº quadrículas
14
12
10
presente
8
ausente
6
s/informação
4
2
0
0
3
6
9
12
15
18
meses de enchimento
Figura 47 - Evolução da presença da lontra nas quadrículas amostradas ao longo do enchimento
As quadrículas apresentaram ou ausência de lontra ou um máximo de 17 indícios/km, sendo a média de 4,1
indícios/km. Duas hipóteses se podem colocar para explicar estes resultados. A primeiro resulta do facto de os
transectos habituais (efectuados pelo leito ou margens das linhas e dos planos de água), terem ficado submersos,
sendo o transecto ajustado ao nível de água da barragem na altura da prospecção. Este facto tornou a prospecção em
certos casos mais difícil (dada a maior inclinação das encostas dos vales das linhas de água) ou a dimensão do
transecto inferior aos habituais 600 metros. De referir igualmente a menor disponibilidade de locais de marcação. Como
tal, comparações entre IQAs dos transectos anteriores ao enchimento e transectos pós-enchimento, devem considerar
a influência deste factor (Fig. 48).
a)
b)
Figura 48 – Quadrícula 86 a) antes e b) depois do enchimento
A segunda é que, apesar do reduzido IQA poder ter uma justificação (ver parágrafo acima), o enchimento provocou
na realidade um forte impacte na lontra, pois as percentagens de quadrículas negativas são muito elevadas. Apesar de
o número de locais de marcação ter diminuído, alguns ainda persistem, bem assim como locais de prospecção com
características suficientes para tornar possível a detecção da presença da lontra.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________87
Para além das 24 quadrículas analisadas acima, mais 3 (89, 90 e 91 – Fig. 49) foram acompanhadas em 2002 e
2003 embora seguindo uma estratégia de amostragem diferente. Nestas quadrículas, , e aproveitando ribeiras de
importância média perpendiculares à massa de água lêntica já existente na altura do início da sua prospecção
(Setembro de 2002), foram delineados transectos que permitissem a execução de um troço de 600 metros que
acompanhasse a subida do nível de água.
Esta abordagem permitiria acompanhar a evolução do comportamento de marcação à medida que o nível de água
fosse subindo, de forma a permitir uma comparação com os transectos que estavam a ficar submersos.
Duas destas quadrículas são precisamente as mais marcadas (20,9 e 19,2 indícios/km), enquanto que a quadrícula
89 foi negativa nas 2 amostragens (mês 0 e 3).
a)
b)
c)
Figura 49 – Quadrículas a) 89 (Ribeira de Agosto), b) 90 (Ribeira de Codes) e c) 91 (Ribeira das Vinhas)
Na Figura 50 observa-se a evolução observada na marcação consoante o nível do enchimento das quadrículas
amostradas. Note-se que não existe uma evolução nítida da marcação com a progressão do enchimento, sendo o
número de indícios reduzido na maioria das quadrículas, tal como já foi referido. O valor mais elevado refere-se à
quadrícula 83, que corresponde a um transecto na Ribeira de Codes (501B), que aos 6 meses apresentava uma zona
de enseada e ainda algum refúgio, o que poderá justificar o seu maior uso nesse período.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________88
16
17
20
14
21
23
12
31
32
35
36
nº indícios
10
37
41
8
58
62
6
73
75
76
78
82
86
87
54
4
2
0
83
0
3
6
9
12
meses de enchimento
15
18
Figura 50 – Evolução da marcação da lontra nas quadrículas sujeitas ao enchimento (cada cor corresponde a uma quadrícula)
À semelhança do que aconteceu com o processo de desmatação e desarborização, o impacte inicial foi elevado (no
caso do enchimento levou mesmo ao abandono de muitos dos locais inundados) mas não se notou um retorno, à
semelhança do que aconteceu com a desmatação nesses locais.
Na Figura 51 estão apenas representadas as 11 quadrículas que apresentaram à partida ausência no mês 0 de
enchimento. Aqui, é possível observar que existe, de alguma forma um retorno após algum tempo, mas nada que se
assemelhe à situação anterior ao enchimento, e mesmo à desmatação.
nº indícios
16
17
14
35
12
36
37
10
41
8
58
6
73
75
4
82
2
54
0
83
0
3
6
9
12
meses de enchimento
15
18
Figura 51 – Evolução da marcação da lontra nas quadrículas negativas no mês 0 do enchimento (cada cor corresponde a uma
quadrícula).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________89
É de salientar que a maior parte das quadrículas que apresentaram recuperação da marcação são ribeiras que
ainda apresentam zonas com alguma vegetação e que desembocam em pequena enseadas, mais uma vez revelando a
importância que estas zonas representam no actual estado dos habitats aquáticos para a lontra (Fig. 52).
Figura 52 – Zonas de enseada com marcação pela lontra.
A explicação provável para esta diminuição ou mesmo ausência de uso dos locais após o enchimento relaciona-se
com o resultado obtido para o modelo preditivo (ver ponto 7.2.2.2.), onde a disponibilidade de presas assume uma
importância elevada face ao refúgio. Assim, enquanto que a desmatação/desarborização afecta a disponibilidade de
refúgio, com perturbações ao nível populacional, ainda poderá permitir a captura de presas (especialmente lagostim e
peixes) uma vez que a própria linha de água mantém as suas características em termos de profundidade e largura. Este
facto não se mantém com o enchimento, uma vez que o sistema lótico é transformado num sistema lêntico, constituído
por uma massa de água larga e profunda, com margens por vezes inclinadas, o que, em oposição às águas menos
profundas e com remansos, não é ideal para as lontras caçarem (MACDONALD & MASON 1994, KRUUK 1995). Há ainda a
acrescentar que as alterações na diversidade e abundância das espécies ícticas durante o processo de passagem de
um sistema lótico para lêntico não são imediatas. Assim, durante o processo de enchimento as espécies ícticas sofrem
um grande impacto, sendo previsível alguma mortalidade e/ou o deslocamento para áreas mais favoráveis, reduzindo o
número de indivíduos disponíveis para a lontra. Para além disso estas presas sofrem um “efeito de diluição” devido ao
maior volume de água, tornando-se mais difíceis de capturar.
Estas ilações são apoiadas pelos resultados obtidos nos transectos das quadrículas 90 e 91 (482B e 501B - IQA
relativamente elevado) enquanto mantiveram as características de ribeira (vale encaixado e pouco profundo) em
contraste com o transecto da quadrícula 89, onde a Ribeira de Agosto é mais profunda e completamente desmatada (e
que foi negativa nas 2 prospecções efectuadas após o enchimento).
O facto de se observar algum retorno às quadrículas após algum tempo pode indiciar alguma adaptação à
nova situação. No entanto, o decréscimo evidente do IQA (Fig. 53) revela, sem dúvida, que o nível de uso da albufeira é
nitidamente inferior ao que existia após a desmatação, e ainda mais reduzido quando se compara com a situação de
referência, o que permite concluir que apesar de haver uma adaptação à nova situação, esta é mais desfavorável para
a lontra do que a que existia na fase pré-implementação da barragem.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________90
25,0
20,0
IQA
15,0
10,0
5,0
0,0
pré-desmatação
desmatação
enchimento
Figura 53 – Média do Índice Quilométrico de Abundância das fases de pré-desmatação, desmatação e enchimento.
Variações Época Húmida/Seca
Tal como já foi referido no ponto 7.2.1, as 71 quadrículas 1*1 Km do grupo 2, por não serem afectadas pelas
acções de desmatação / desarborização e enchimento, foram prospectadas apenas 2 vezes por ano (uma na época
húmida – Março e Abril - e outra na época seca – Setembro e Outubro) (Fig. 54).
Figura 54 – Ribeira de Azevel (época húmida – Março e época seca – Outubro).
Do conjunto inicial de 71 quadrículas apenas se apresentam resultados respeitantes a 69 por em 2 não ter sido
possível recolher informações porque as quadrículas deixaram de ter acesso (50, 52 – 481C e D).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________91
Na figura 55 estão representadas as percentagens de quadrículas positivas e negativas para a lontra em cada
época de amostragem.
Presenças
Ausências
90
80
Percentagem
70
60
50
40
30
20
10
0
Húmida 2001
Seca 2001
Húmida 2002
Seca 2002
Húmida 2003
Seca 2003
Figura 55 – Percentagens de ocorrência de lontra para cada época de amostragem, nas quadrículas exteriores à área sujeita a
inundação.
É visível que o número de quadrículas positivas foi sempre muito superior ao das negativas. O decréscimo de locais
positivos verificado em 2001 (76,9% para 72,6%) deverá resultar do facto de durante a época seca, algumas linhas de
água secarem e não apresentarem condições propícias à presença da lontra (caso das quadrículas com escorrências
ou linhas de água pequenas). No entanto, é possível verificar que esse padrão se inverteu em 2002, onde o número de
quadrículas positivas foi superior na época seca (81,5%), sendo mesmo superior ao da época húmida do ano anterior.
Este facto poderá resultar de ter sido apenas no 2º semestre de 2002 (quando ocorreu a amostragem da época
seca) que o enchimento adquiriu importância, altura em que a lontra terá sido obrigada a procurar novos territórios
exteriores à área sujeita a inundação.
No ano de 2003, já com grande influência do enchimento, os valores não são muito diferentes, com 73,7% de
quadrículas positivas na época húmida e 72,4% na época seca, o que revela alguma estabilização nos valores iniciais.
De qualquer forma é de salientar que o número de quadrículas com presença de lontra não variou muito (72,4% na
época seca de 2003 a 81,5% na época húmida de 2002), o que poderá indiciar que as quadrículas com condições para
a existência desta espécie estão quase todas ocupadas, em qualquer época do ano. Este aspecto vem corroborar a
expansão da lontra, verificada em 2002 na área não inundada, causada provavelmente pela necessidade de procurar
territórios alternativos após o impacte inicial do enchimento; no entanto a lontra acaba por regredir, atingindo o valor
mínimo precisamente na última amostragem (época seca de 2003), podendo significar que as quadrículas
temporariamente ocupadas não apresentavam condições para a manutenção de indivíduos a médio prazo.
O IQA médio dos 4 valores de 2001 e 2002 (18,9 indícios/km) é inferior aos 29,4 indícios/km obtidos nas
quadrículas dentro da área sujeita a inundação na fase pré desmatação/desarborização, mas semelhante ao obtido
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________92
para a mesma área após a desmatação/desarborizarão (17,7 indícios/km), o que poderá indiciar que as áreas fora da
área sujeita a inundação adquiriram o mesmo estatuto de importância que a área presentemente inundada, reflexo da já
anteriormente referida redução de adequabilidade da área inundada para a lontra.
No entanto, o IQA referente a 2003 é na época seca mais elevado que na época húmida, o que pode significar que
os ambientes propícios fora da área inundável são ainda mais importantes, após o enchimento, reflectindo a baixa
qualidade do habitat disponível na área inundada, bem como eventualmente a já referida incapacidade das quadrículas
fora desta área suportarem a médio prazo, indivíduos.
É de referir que as ausências registadas especialmente na época seca são em quadrículas caracterizadas por
terem linhas de água muito estreitas, ou escorrências ou ribeiras que secam durante a época de maior calor, não
assegurando assim as condições para a subsistência da lontra. Por outro lado, os valores mais elevados de IQA
durante a época seca reflectem quadrículas que ou têm linhas de água de maiores dimensões ou formam pegos com
acumulação de presas (peixes mas especialmente lagostim), o que implica por parte da lontra uma maior marcação,
como reflexo da importância que estes locais assumem nesta época.
Actualização da distribuição da lontra na área de estudo
A cartografia da distribuição relativa às quadrículas 5*5 Km, resultante da segunda fase de trabalhos (2001 a 2003),
foi actualizada com as presenças resultantes das prospecções das quadrículas 1*1 Km (Grupo 1 e Grupo 2), com dados
recolhidos ocasionalmente durante as prospecções efectuadas para os estudos e monitorização dos restantes
carnívoros em 2001, 2002 e 2003 e ainda com registos de observações de animais vivos e mortos recolhidos por outros
membros da equipa. Optou-se por avaliar separadamente os anos correspondentes à fase pós-desmatação, uma vez
que existem factores bastante diferentes a actuar em cada ano (desmatação/desarborização em 2001 e 2002 e
enchimento em 2002 e 2003).
Assim, em 2001, das 76 quadrículas 5*5 Km que constituem a área de estudo, 65 revelaram-se positivas,
correspondendo a 85,5% da área, o que significa um aumento mínimo de 1,3% em relação a 2000 (Fig. 56).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________93
N
Presença de lontra
Ausência de lontra
Sem informação
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 56 - Mapeamento da ocorrência da lontra na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase pósdesmatação/desarborização (2001)
É de salientar que, à semelhança do que ocorreu na fase pré-desmatação/desarborização, as quadrículas
indicadas como ausências se referem, na sua maioria, a áreas de reduzida adequabilidade para a espécie,
principalmente por terem linhas de água pouco importantes e consequentemente apresentarem-se secas durante
grande parte do ano (casos das quadrículas 441A, 441E, 463A, 474E, 481B, 482C, 482G e 490E – ver Fig. 3). As 4
primeiras são ainda quadrículas 1*5 Km, o que implica uma menor área possível de ocorrência da lontra. Não foram
encontradas condições de prospecção na quadrícula 481H482E durante o ano 2001, uma vez que as zonas de linhas
de água com possibilidades de ocorrência da espécie se encontravam vedadas, por se tratarem de zonas de caça.
As restantes 2 quadrículas do total de 10 negativas para a presença de lontra apresentam condições para a sua
subsistência, uma vez que incluem um pequeno reservatório e algumas linhas de água de relativa importância (caso da
492G) ou um reservatório de média dimensão (caso da 483C). Esta ausência da espécie não tem uma explicação clara,
embora possa sugerir que a lontra não ocupou todos os nichos possíveis na área de estudo, escolhendo possivelmente
os que melhor condições apresentam, como os rios.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________94
Em 2002, das 76 quadrículas 5*5 Km que integram a área de estudo e à semelhança do verificado em 2001,
também 65 revelaram-se positivas, correspondendo a 85,5% da área. A diferença para 2001 prende-se com a
quadrícula 481H482E que foi confirmada como positiva (sem informação em 2001) e a mudança de algumas
quadrículas positivas para negativas e vice-versa (Fig. 57). À excepção das quadrículas com menor área (1*5 Km),
todas as outras que anteriormente tinham sido negativas, revelaram-se positivas em 2002. Este facto vem corroborar a
ideia de que com os efeitos sentidos na área prevista para inundação (desmatação/desarborizarão e especialmente
enchimento), a lontra viu-se forçada a procurar outros territórios fora do leito principal do rio e em locais que não
apresentam as melhores condições para a sua presença. Das 6 novas quadrículas negativas, 4 foram em grande parte
inundadas.
N
Presença de lontra
Ausência de lontra
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 57 - Mapeamento da ocorrência da lontra na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase
pós-desmatação/desarborização (2002).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________95
Em 2003, das 76 quadrículas 5*5 Km que constituem a área de estudo, 63 revelaram-se positivas (menos duas que
nos anos anteriores), correspondendo a 79,4% da área (Fig. 58).
N
Presença de lontra
Ausência de lontra
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 58 - Mapeamento da ocorrência da lontra na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase
pós-desmatação/desarborização (2003).
As quadrículas 463G e 482H, que anteriormente nunca se tinham revelado negativas, foram-no em 2003. Este facto
deverá ser resultado da inundação na maior parte das suas áreas, bem como da não utilização da parte da margem do
rio Guadiana não inundada igualmente em ambos os casos. Na prática, e em ambos os casos, representam uma perda
de território devido à inundação. A mesma explicação poderá ser aplicada às quadrículas 491D/492A e 491H/492E que
já tinham sido negativas em 2002, quando tiveram grande parte das suas áreas inundadas.
As quadrículas 474A , 481B e 482C voltaram a ser negativas em 2003, após terem sido negativas na fase prédesmatação/desarborização e positivas em 2002, o que poderá revelar que após o enchimento as lontras tiveram a
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________96
necessidade de se deslocarem e tentarem ocupar outros territórios na área não inundável, não tendo sido, contudo,
capazes de se instalar a médio prazo.
Assim, de uma forma geral, pode-se concluir que presentemente, para além das quadrículas sem linhas de água
significativas, existem outras que têm a maioria da sua área submersa e que não estão a ser utilizadas pela lontra.
Como resultado desta constatação, no fim de 2003 a área de estudo apresenta piores condições para a população de
lontras do que na fase pré-desmatação/enchimento.
Uso dos vários tipos de ambiente dulciaquícola
Tal como previsto, efectuou-se uma comparação entre os diferentes tipos de ambiente dulciaquícola, à semelhança
do que já tinha sido levado a efeito para a fase pré-desmatação/desarborização. Os transectos e respectivas
amostragens
utilizados
para
esta
análise
foram
agrupados
consoante
eram
influenciados
pela
desmatação/desarborização e pelo enchimento, uma vez que tal como já foi descrito, os efeitos são diferentes. Assim,
optou-se por apresentar os resultados com 3 fases (pré e pós-desmatação/desarborização e enchimento). Na figura 59
está representado o IQA de lontra em função do tipo de ambiente dulciaquícola, para as 3 fases.
pré-desmatação
desmatação
enchimento
45,0
40,0
35,0
IQA
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
reservatórios
escorrências
ribeiras
rios
Figura 59 - Índice Quilométrico de Abundância médio de lontra em função do tipo de ambiente dulciaquícola.
À semelhança do que ocorreu na fase pré-desmatação (ver Figura 36), todos os habitats foram usados, quer
durante a desmatação, quer durante o enchimento. As escorrências foram sempre o tipo de habitat menos marcado,
provavelmente devido ao número de presas disponível ser quase nulo no que se refere às presas principais na área de
estudo: peixes e lagostim. No entanto, o seu IQA foi menor na fase pré-desmatação do que na de desmatação. Este
facto poderá, mais uma vez, ser resultado da diminuição de qualidade dos rios e ribeiras durante a desmatação, sendo
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________97
esta confirmada pela diminuição do IQA observada nestes ambientes da fase pré para a fase pós-desmatação,
podendo as lontras encontrar nas escorrências, pelo menos parcialmente, o tipo de refúgio que perderam nos rios e
ribeiras.
Os reservatórios, apesar de, em geral, não terem vegetação circundante e, como tal, não proporcionarem qualquer
possibilidade de abrigo, são ambientes ricos em presas e onde estas são mais facilmente capturáveis por se tratarem
de águas paradas e por vezes pouco profundas. Assim, apesar do IQA ter diminuído antes e depois da desmatação
(26,2 para 15,1 indícios/Km), proporcionalmente às anteriores presenças este ambiente diminuiu menos, o que vem
mais uma vez confirmar a sua importância como ambiente mais estável (em termos de disponibilidade e facilidade de
captura de presas), essencial para a manutenção das populações de lontra após os impactos verificados com a
desmatação e enchimento.
Quer os rios, quer as ribeiras, quer os reservatórios sofreram um decréscimo acentuado na sua utilização com a
desmatação, principalmente no primeiro caso. Este facto reflecte a importância que o coberto vegetal tem para a lontra
e a forma como as acções de desmatação e desarborização afectaram esta espécie.
Os reduzidos valores de IQA verificados principalmente nos rios, reservatórios e escorrências que foram afectados
pelo enchimento são acima de tudo resultado directo das muitas ausências de lontra nas quadrículas amostradas para
o enchimento. No entanto, os transectos positivos que ainda se mantêm reflectem igualmente um baixo valor de uso, o
que indica que, apesar da lontra poder ainda ocupar nalguns casos os locais que ocupava antes do enchimento, a sua
importância diminuiu, sem dúvida resultado da ausência de refúgio, mas essencialmente da diminuição das presas
disponíveis bem como da sua capacidade para capturar essas mesmas presas na actual massa de água.
As ribeiras foram proporcionalmente os locais onde o enchimento, quando comparado com a situação anterior,
resultou numa menor diminuição do IQA. Este facto poderá ser explicado da seguinte forma: ao contrário dos rios,
grande parte das ribeiras amostradas, mesmo que o transecto efectuado esteja neste momento transformado em
albufeira, estão parcialmente fora do nível de enchimento. Notou-se que quando marcados, os transectos efectuados
tinham uma aglomeração de indícios na boca da ribeira (onde esta desagua na albufeira), o que indica que a lontra
poderá usar a parte não inundada destes ambientes, bem como a pequena enseada pouco profunda que se forma na
desembocadura da linha de água na albufeira, local de captura de peixes.
É de salientar ainda que os reservatórios, resultado da inundação destes ambientes que presentemente estão total
ou parcialmente integrados na massa de água da albufeira, perderam a sua importância como fonte de alimento. O
decréscimo do IQA deve-se essencialmente a locais que presentemente já não são reservatórios, sendo que os que
ainda são apresentam um IQA muito semelhante à fase da desmatação.
Optou-se por não comparar o IQA médio entre as quadrículas amostradas dentro e fora da área sujeita a
inundação, dado as condições de amostragem não terem sido as mesmas.
Assim, pode-se concluir que o enchimento teve um grande impacte em todos os ambientes lóticos e lênticos
estudados, sendo este ainda mais significativo do que a própria desmatação e desarborização.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________98
7.2.2.2 Modelo preditivo
Selecção de variáveis para o modelo
Os resultados da análise univariada para selecção das variáveis a incluir no modelo em relação ao grau de
utilização da área encontram-se no Anexo VII. As variáveis que foram seleccionadas para entrar na análise multivariada
(17) são aquelas que apresentam uma significância no teste univariado <0,05 e não estão correlacionadas entre si
(Tabela 19).
Tabela 19 – Variáveis seleccionadas para a análise multivariada (p<0,05) no modelo de regressão logística para a lontra (a
caracterização diz respeito ao segmento de 100m):
Velocidade
Percentagem de vegetação ripícola
Profundidade
Galeria ripícola aberta ou fechada
Eutrofização
Percentagem de freixos
Peixes
Freixos dominantes na galeria ripícola
Lagostim
Presença/ausência de canas
Ordem dos rios
Presença/ausência de depósitos recentes
Poluição
Presença/ausência de xistos
Percentagem de matos e matagal
Presença/ausência de afloramento rochoso
Declive máximo
Na tabela 20 é apresentado o modelo de regressão logística construído com as variáveis incluídas e os respectivos
coeficientes, erros padrão, significância do teste de Wald e graus de liberdade.
Obteve-se uma associação positiva da maioria das variáveis com a variável dependente. Significa isto que quanto
maior o valor da variável mais elevado o grau de utilização por parte da lontra. Apenas a Eutrofização (média) e a
Eutrofização (alta) apresentaram relação negativa com a variável dependente. Nenhuma interacção entre variáveis
testada demonstrou melhorar a capacidade preditiva do modelo.
simplificação relativamente ao conjunto de variáveis iniciais (40 parâmetros). O conjunto de variáveis ambientais que
melhor prevê a ocorrência de lontra na área cartográfica do EFMA é então a presença de xistos, a abundância de
lagostim e peixes, o nível de eutrofização, a percentagem de matos e matagais e o nível de poluição.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________99
Tabela 20 - Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de ocorrência da lontra,
os respectivos coeficientes (β) e erros padrão (S.E.(β)), significância do teste de Wald (Wald (P)) e odds ratio (ψ).
Variáveis
β
S.E.(β)
Wald (P)
g.l.
Wald
ψ
2,815
1,365
4,252
1
0,044
16,695
Lagostim (ausência ou baixa abundância)
0,565
10,410
0,003
1
0,957
1,759
Lagostim (abundância média)
3,816
10,418
0,134
1
0,714
45,439
Lagostim (abundância alta)
4,878
10,414
0,219
1
0,640
131,33
Percentagem de matos e matagal
0,076
0,034
5,005
1
0,025
1,079
Peixes
2,800
1,022
7,510
1
0,006
16,448
Eutrofização (ausência)
2,319
12,178
0,036
1
0,849
10,169
Eutrofização (baixa)
0,853
12,180
0,005
1
0,944
2,346
Eutrofização (média)
-2,340
12,221
0,037
1
0,848
0,096
Eutrofização (alta)
-7,459
48,605
0,024
1
0,878
0,001
Poluição
0,001
0,000
7,435
1
0,006
1,001
Constante
12,390
16,208
0,584
1
0,445
0,000
O ajustamento do modelo aos dados foi avaliado em termos de taxas de classificação correcta para o ponto de
corte 0.5 e o teste de ROC. O modelo classifica correctamente 95,0% das observações com grau de utilização elevado
e 87,5% das observações com baixo grau de utilização, constituindo uma média de 91,3% de classificação correcta das
observações. Uma vez que a área da curva de ROC é de 0,951 (Fig. 60). O ajustamento do modelo aos dados é
confirmado, com uma excelente classificação (MANEL et al. 2001).
Sensibilidade
Curva ROC
Especificidade
Figura 60 - Representação gráfica da Curva ROC para o modelo da lontra.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________100
As variáveis responsáveis por uma maior explicação da intensidade de marcação da lontra são a presença de
lagostim (abundâncias média e alta) e a presença de peixe. É de concluir que o principal factor responsável pelo uso do
habitat pela lontra é a presença de presas, sendo a presença destas determinante para a presença da lontra na área de
estudo.
Em menor grau de importância surge a Presença/ausência de xistos, o que pode ser explicado pelo comportamento
de marcação da lontra, que escolhe locais proeminentes de marcação para depositar dejectos e marcas odoríferas. A
relação positiva determina que existe uma maior marcação nos locais de solos xistosos, ou seja, com maior
disponibilidade de locais de marcação. Este aspecto é suportado, embora em menor grau, pela presença da variável
Presença/ausência de afloramento rochoso, variável seleccionada para a análise multivariada mas não para o modelo.
A eutrofização também é responsável em algum grau pela intensidade de marcação da lontra. A sua associação
negativa pode ser explicada pelo facto de em linhas e massas de água eutrofizadas, a comunidade de ictiofauna ser
menos rica, quer em termos de abundância, quer em termos de diversidade. Este facto, em conjugação com uma
eventual maior dificuldade de captura de peixes por parte da lontra, resultado da menor visibilidade, pode justificar o
menor uso de locais eutrofizados.
Como resultado do modelo, surgem mais duas variáveis (Percentagem de matos e matagal e a Poluição) que, no
entanto, assumem menor importância comparativamente com as restantes.
A primeira variável quantifica a percentagem de matos e matagais que se encontram no segmento de 100m
delineado no troço de linha ou plano de água e representa, por isso, a disponibilidade de refúgio. A menor
representatividade desta variável face, especialmente, à presença de presas, significa que a lontra é mais condicionada
(ou está mais dependente) pela disponibilidade de presas do que pela presença de refúgio. No entanto, este deve ser
entendido como importante para a espécie, especialmente quando outras cinco variáveis relacionadas com o refúgio
foram seleccionadas para a análise multivariada: Percentagem de vegetação ripícola, Galeria ripícola aberta ou
fechada, Percentagem de freixos, Freixos dominantes na galeria ripícola e Presença/ausência de canas.
A segunda variável é a Poluição, mas a sua influência é desprezável, não se devendo retirar muitas ilações desta
variável. No entanto, a sua influência positiva é compreensível uma vez que esta variável é definida pela distância às
fontes de poluição, sendo que a sua relação vai no sentido de quanto maior a distância a fontes de poluição, maior a
presença de lontra.
Quando comparado com o modelo anteriormente construído (SANTOS-REIS et al. 2000), este novo modelo traduz
claramente uma melhor qualidade, o que seria de esperar dado que existe um maior número de dados e mais variáveis,
que por sua vez estão melhor caracterizadas, nomeadamente através de uma caracterização mais pormenorizada dos
segmentos de 100m em torno das linhas e planos de água, efectuada no terreno, assim como uma classificação em
classes de abundância dos grandes tipos de presas (lagostim, peixes, anfíbios, répteis e aves).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________101
No entanto é de salientar que as variáveis explicativas para a presença da lontra no primeiro modelo estão, de
alguma forma, entre as variáveis que resultaram deste segundo modelo. As variáveis resultantes do primeiro modelo, e
respectivas justificações, foram as seguintes (SANTOS-REIS et al. 2000):
Presas – esta variável classifica as presas principais (peixe, lagostim e anfíbios) como ausentes, esporádicas ou
constantes ao longo do ano e foi aferida pela equipa no campo durante as prospecções efectuadas. Assim, a ocorrência
regular das principais presas da lontra no troço parece ser o factor mais importante para a presença e intensidade de
utilização de um dado habitat pela lontra.
Matos – esta variável é quantificada pelo número de manchas de matos que se encontram no segmento de 100m
delineado no troço de linha ou plano de água e representa por isso, uma quantificação da disponibilidade de refúgio.
Através do modelo é assim evidenciada a importância da existência de refúgio para a lontra.
Squalius alburnoides – a distribuição desta espécie aparece relacionada com o grau de utilização da lontra, mas
trata-se de um artefacto de cálculo devido ao facto de ambas as espécies terem distribuições generalizadas e
abrangendo vários tipos de linhas de água, dos maiores rios às ribeiras de menores dimensões. Assim, muitos dos
segmentos classificados com IQA correspondem a locais de presença de Squalius alburnoides e consequentemente,
esta associação é provavelmente devido ao acaso e não propriamente um factor influente no grau de utilização do
habitat por parte da lontra.
À semelhança do que aconteceu no primeiro modelo, a informação sobre as variáveis Lagostim, Peixes e
Eutrofização apenas está disponível para a área prospectada no campo, não sendo possível extrapolar este novo
modelo para toda a área de estudo.
Para o primeiro modelo, considerou-se que locais que apresentavam as variáveis Matos e Squalius alburnoides
tinham uma elevada adequabilidade para a lontra; locais onde só uma das variáveis estava presente tinham média
adequabilidade; e locais em que ambas as variáveis estavam ausentes tinham reduzida adequabilidade. Foi possível
verificar a ampla distribuição de locais com boa adequabilidade para a lontra sendo de referir a importância atribuída
aos vales do rio Guadiana e ribeira de Azevel, classificados na sua totalidade com um elevado grau de adequabilidade.
Estes dados, mesmo tendo em conta a sua importância relativa devido ao facto de não representarem o modelo na
sua integridade, reforçam uma vez mais, a utilização preferencial por parte da lontra da zona sujeita à inundação.
O segundo modelo (mais robusto) vem reforçar a importância da área sujeita a inundação, especialmente os rios e
ribeiras com algum refúgio que, para além de garantir protecção para a lontra, proporcionam igualmente boas condições
para a ocorrência das comunidades ícticas. No entanto, a presença de lagostim é determinante para a subsistência da
lontra. Neste aspecto, os reservatórios e charcas assumem, com a perda das condições lóticas nos rios principais, um
papel de suporte importante pois contêm em geral abundância elevada de lagostim e/ou peixes. Ao mesmo nível
situam-se as linhas de água que na época seca formam pegos onde a lontra facilmente captura estas presas e que
ainda subsistem com níveis de água reduzidos (quando comparados com o sistema lêntico) mas suficientes para
albergar lagostim e eventualmente alguns peixes.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________102
7.2.2.3 Avaliação das necessidades tróficas
Ao longo das 5 amostragens foram analisados 675 dejectos e restos de presas (Tabela 21).
Tabela 21 – Número de indícios analisados durante os meses de amostragem em 2000.
Indícios analisados
Fevereiro
Abril
Junho
Agosto
Outubro
675
217
80
129
233
157
Foi possível comprovar a grande importância dos peixes, que representam 58,9% da percentagem de ocorrência
(P.O.). O lagostim-do-rio-americano (único representante da classe Crustacea) é igualmente fundamental para a dieta
da lontra, representando 36,6% de P.O., sendo inclusivamente a espécie mais consumida no mês de Fevereiro. Os
restantes grupos de presas (anfíbios, répteis, mamíferos e aves) não apresentaram ocorrências significativas,
representando apenas recursos ocasionais (<3%) (Fig. 61).
PO
80
70
peixes
60
crustáceos
50
anfíbios
40
repteis
30
mamíferos
aves
20
10
0
Fevereiro
Abril
Junho
Agosto
Outubro
T.FINAIS
Figura 61 – Percentagem de ocorrência das categorias de presa na dieta da lontra (análise temporal).
O grupo dos peixes é sempre o mais importante em termos de P.O., à excepção do mês de Fevereiro, onde o
lagostim é consumido numa percentagem ligeiramente superior aos peixes. Apesar desta espécie ser consumida
durante o ano todo, este aparente maior consumo em Fevereiro já foi descrito por outros autores (CRUZ, 2003) em
habitats de regime intermitente, podendo ser resultado do lagostim apresentar um período de reprodução em
Outubro/Novembro, o que leva a existência de uma elevada abundância desta espécie no Inverno.
Quando se foca a análise na variação espacial, é evidente a maior importância que o lagostim tem sobre os peixes
em termos de P.O. consumida nas estações AZ3 e D5 (Fig. 62). A explicação deriva do facto de ambos serem linhas de
água secundárias e terem caudais que ficam reduzidos a pegos durante a parte seca do ano. Esta situação promove a
acumulação de lagostins aumentando o consumo destes em detrimento dos peixes que por vezes não suportam as
condições e se tornam menos disponíveis durante esta época.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________103
É ainda de referir a relativa importância que os anfíbios têm na estação Z3, que reflecte a aparente abundância de
Percentagem de
ocorrência
Rã comum neste local durante a Primavera.
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
peixes
crustáceos
anfíbios
repteis
mamíferos
aves
AZ3
AL2
D5
D17
ALC2
G6
G3
Z3
Figura 62 – Percentagem de ocorrência das categorias de presa na dieta da lontra (análise espacial).
A diversidade de espécies de peixes consumidos foi considerável (15 a 16 espécies) sendo a família Cyprinidae a
mais representada (9 a 10 espécies). A incerteza no número concreto de espécies prende-se com o facto de não ser
possível diferenciar ao nível das peças ósseas diagnosticantes as espécies barbo-do-Sul (Barbus sclateri) e barbo de
Steindachneri (Barbus steindachneri). Não é pois possível saber se a lontra consumiu efectivamente as duas espécies
embora, dada a abundância relativa das duas espécies no meio, seja provável que o consumo se refira na realidade a
Barbus steindachneri por B. sclateri nunca ter sido capturado nas estações amostradas em 2000 (Tabela 22):
Tabela 22 – Espécies de peixe consumidas pela lontra nas estações de amostragens durante 2000
Família
Centrarchidae
Cyprinidae
Nome científico
Lepomis gibbosus
Nome comum
perca-sol
Micropterus salmoides
achigã
Squalius alburnoides
bordalo
Squalius pyrenaicus
escalo-do-Sul
Barbus comiza
Barbus microcephalus
Barbus sclateri /Barbus steindachneri
Cyprinus carpio
cumba
barbo-de-cabeça-pequena
barbo-do-Sul/Barbo-de-Steindachneri
carpa
Chondrostoma lemmingii
boga-de-boca-arqueada
Chondrostoma willkommii
boga-do-Guadiana
Carassius auratus
bimpão
Blennidae
Salaria fluviatilis
caboz-de-água-doce
Poeciliidae
Gambusia holbrooki
gambusia
Cobitidae
Cobitis paludica
verdemã
Cichlidae
Cichlasoma facetum
chanchito
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________104
A importância de cada espécie em termos de percentagem de ocorrência está representada na figura 63.
Percentagem de ocorrência
35
30
25
20
15
10
5
0
NI
l.g
m.s
s.a
s.p
g.h
c.p
b.c
b.m
b.sc/st
b.sp
c.c
c.f
c.l
c.w
s.f
c.a
Figura 63 – Percentagem de ocorrência das espécies de peixes consumidas pela lontra (NI – peixes não identificados; l.g. Lepomis gibbosus; m.s. – Micropterus salmoides; s.a. – Squalius alburnoides; s.p. – Squalius pyrenaicus; g.h. - Gambusia holbrooki;
c.p. - Cobitis paludica; b.c. - Barbus comiza; b.m. - Barbus microcephalus; b. sc/st. - Barbus sclateri/Barbus steindachneri; b.sp. –
Barbus não identificados; c.c. - Cyprinus carpio; c. f. - Cichlasoma facetum; c.l. - Chondrostoma lemmingii; c.w. - Chondrostoma
willkommii; s.f. - Salaria fluviatilis; c.a. - Carassius auratus.
Nesta tabela, é possível verificar que a espécie mais consumida é a perca-sol(30,5%). Á excepção do bordalo
(10,94%), as restantes especies representam menos de 10% de P.O. Dada a dificuldade de distinção das diferentes
espécies de barbos, não só pela semelhança das suas peças osseas mas também pela ausência de peças
diagnosticantes nos dejectos (só escamas), existe ainda uma percentagem importante de barbos não identificados.
Assim, os barbos no seu conjunto representam igualmente uma importante fracção da dieta da lontra nas áreas
amostradas. Das espécies consumidas, 6 são exóticas: perca-sol, achigã, carpa, pimpão, gambusia e chanchito. Na
totalidade, estas espécies têm uma importância ligeiramente superior em termos de P.O. à das espécies nativas (Fig.
64).
Percentagem de ocorrência
80
70
60
50
NI
40
Exóticas (6)
30
Nativas (10)
20
10
0
Fevereiro
Abril
Junho
Agosto
Outubro
Total
Figura 64 – Percentagens de ocorrência das espécies exóticas e nativas (NI – peixes não identificados; l.g. - Lepomis gibbosus;
m.s. – Micropterus salmoides; s.a. – Squalius alburnoides; s.p. – Squalius pyrenaicus; g.h. - Gambusia holbrooki; c.p. - Cobitis
paludica; b.c. - Barbus comiza; b.m. - Barbus microcephalus; b. sc/st. - Barbus sclateri/Barbus steindachneri; b.sp. – Barbus não
identificados; c.c. - Cyprinus carpio; c. f. - Cichlasoma facetum; c.l. - Chondrostoma lemmingii; c.w. - Chondrostoma willkommii; s.f. Salaria fluviatilis; c.a. - Carassius auratus).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________105
No entanto, as espécies nativas adquirem uma importância nitidamente superior em Fevereiro e Abril, épocas que
correspondem a períodos de recrutamento dos barbos e das bogas. Nesta altura, a disponibilidade destas espécies
aumenta, bem como o seu consumo por parte da lontra, o que pode significar que, quando na presença de espécies
exóticas e de autóctones em quantidades consideraveis, a lontra preferirá as autóctones, sem dúvida pela maior
biomassa que fornecem (e.g. barbos e bogas) face à maioria das exóticas (e.g. perca-sol, gambuzia e chanchito) (ver
outras considerações sobre a questão da biomassa mais abaixo). A proporção de exóticas/autóctones inverte-se à
medida que a quantidade de água diminui, dada a maior adaptação das exóticas à seca. É ainda de salientar que é
provável que a maioria dos indivíduos consumidos não identificados (NI) sejam ciprinídeos, o que implica que a
importâncias das espécies autóctones seja ainda superior.
Em termos de percentagem de biomassa, tal como já foi referido, os calculos foram efectuados para 4 das estações
de amostragem e para o grupo dos peixes. Na figura 65 é feita a comparação entre a P.O. das espécies consumidas e
a sua P. B.
PO vs PB
P.O.
P.B.
45
40
35
30
25
20
15
10
5
G.h.
S.a.
C.c.
S.p.
C.w.
C.a.
B.st/sc
B.m.
B.c.
C.p.
M.s.
L.g.
0
Figura 65 – Comparação entre a percentagem de ocorrência e a percentagem de biomassa da dieta da lontra(l.g. - Lepomis
gibbosus; m.s. – Micropterus salmoides; s.a. – Squalius alburnoides; s.p. – Squalius pyrenaicus; g.h. - Gambusia holbrooki; c.p. Cobitis paludica; b.c. - Barbus comiza; b.m. - Barbus microcephalus; b. sc/st. - Barbus sclateri/Barbus steindachneri; b.sp. – Barbus
não identificados; c.c. - Cyprinus carpio; c. f. - Cichlasoma facetum; c.l. - Chondrostoma lemmingii; c.w. - Chondrostoma willkommii;
s.f. - Salaria fluviatilis; c.a. - Carassius auratus).
A Família Cyprinidae foi a de consumo mais importante, representando 83,3%, logo seguida da Família
Centrarchidae (16,3% de P.B.). Os barbos, barbo-de-Steindachneri e barbo-de-cabeça-pequena (39,9% e 33,7% de
P.B.; 3,8% e 5,2% de P.O.), a perca-sol (11,7% de P.B.) e, em menor grau, o achigã (4,5% de P.B.), são as espécies
mais importantes. É evidente a discrepância que existe entre a grandeza de biomassa que os barbos têm face à sua
ocorrência, sendo o oposto com espécies como a perca-sol. Através destes valores é possível afirmar que, sobre uma
perspectiva de interesse de qualidade de presas, as espécies autóctones assumem uma importância superior às
exóticas, facto que sem uma análise da biomassa correspondente às diferentes espécies não seria perceptível.
Finalmente, quando se compara a dieta com a disponibilidade de presas para os meses de Abril e Agosto
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________106
(correspondendo à época húmida e à época seca), é possível afirmar que existe um consumo que acompanha de
alguma forma a disponibilidade de presas (Fig. 66).
Abril
Capturado
Consumido
40
35
30
25
20
15
10
5
M.s.
G.h.
C.c.
S.f.
C.a.
NI
M.s.
G.h.
C.c.
S.f.
C.a.
NI
H.f.
L.g.
C.p.
C.W.
C.l.
B.c.
B.m.
B.st/sc.
B.sp.
S.a.
S.p.
0
Agosto
Capturado
Consumido
45
40
35
30
25
20
15
10
5
H.f.
L.g.
C.p.
C.W.
C.l.
B.c.
B.m.
B.st/sc.
B.sp.
S.a.
S.p.
0
Figura 66 – Comparação entre a percentagem de ocorrência de peixes consumidos e capturados para as amostragens de Abril e
Agosto (L.g. - Lepomis gibbosus; M.s. – Micropterus salmoides; S.a. – Squalius alburnoides; S.p. – Squalius pyrenaicus; G.h. Gambusia holbrooki; C.p. - Cobitis paludica; B.c. - Barbus comiza; B.m. - Barbus microcephalus; B. sc/st. - Barbus sclateri/Barbus
steindachneri; B.sp. – Barbus não identificados; C.c. - Cyprinus carpio; C.f. - Cichlasoma facetum; C.l. - Chondrostoma lemmingii;
C.w. - Chondrostoma willkommii; S.f. - Salaria fluviatilis; C.a. - Carassius auratus).
As principais espécies consumidas (P.O.) são precisamente as mais capturadas em ambos os meses (perca-sol e
bordalo). A excepção é a gambusia, que no mês de Agosto foi capturada em elevada densidade, mas esta
preponderância numérica não se traduziu no equivalente em termos de consumo. Este facto prende-se com a baixa
biomassa que esta espécie representa, não sendo assim uma presa apetecível para a lontra. A diferença entre os
barbos consumidos e capturados em Abril deverá ser explicada pela impossibilidade de identificação de um elevado
número de indíviduos que são provavelmente ciprinideos (pela observação das vértebras partidas) e por isso com boas
possibilidades de serem barbos ou bogas, aproximando o consumo da disponibilidade. Assim, é possível afirmar que a
lontra se comporta como uma espécie oportunista, predando sobre as espécies mais disponíveis nos ambientes
aquáticos, desde que estas tenham biomassa significativa.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________107
7.3. GATO-BRAVO
7.3.1. Metodologia
7.3.1.1. Estratégia pré-desmatação/desarborização
Após a avaliação preliminar da situação da espécie na área de estudo (SANTOS-REIS et al. 2000) optou-se por uma
prospecção a uma escala mais precisa, tendo como unidade de amostragem a quadrícula 2*2Km do sistema de
projecção de GAUSS. A redução na escala de amostragem para 2*2Km teve como objectivos intensificar e dirigir a
prospecção para as áreas favoráveis, de acordo com os requisitos da espécie (ver 2.3). Para tal foram seleccionadas
apenas quadrículas que integravam mais de 40% de habitats considerados propícios à ocorrência da espécie - áreas
florestadas com subcoberto, matagais, matos e olival selvagem (Fig. 67) tendo como base o mapeamento de ocupação
do solo construído para o efeito (ver capítulo 5). Estes habitats foram seleccionados por estarem associados à presença
da espécie, tal como o comprovaram os resultados obtidos no decurso do primeiro ano do projecto (SANTOS-REIS et al.
2000), os quais confirmaram, aliás, o já descrito bibliograficamente por outros autores (e.g. RAGNY 1981, DELIBES 1983,
URRA 1998).
Assim foram seleccionadas 69 quadrículas 2*2Km (38 no interior da área prevista para inundação e 31 na área
exterior a esta), tendo estas sido amostradas com periodicidade semestral, excepto nas áreas previstas para
desmatação e adjacentes onde a periodicidade foi inferior (Fig. 67). Para além destas, foram ainda incluídas 24
quadrículas complementares devido à presença de afloramentos rochosos (biótopos que se verificaram ser relevantes
para a presença da espécie) e ao registo de observações directas de indivíduos.
Em cada quadrícula foram prospectados caminhos pouco utilizados, trilhos e zonas rochosas ao longo dos vales de
ribeiras. Esta estratégia mais direccionada permitiu uma prospecção mais exaustiva das áreas com maiores
potencialidades para a ocorrência de gato-bravo, conduzindo a amostragem para locais onde a probabilidade de
encontrar indícios de presença era mais elevada, como alguns afloramentos rochosos de acesso difícil, e que de outro
modo não seriam visitados (Fig. 68). Como método complementar, procedeu-se a armadilhagem com vista à captura de
alguns indivíduos de gato-bravo.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________108
N
Matagal
Matos
Olival selvagem
Rios
Área inundável
Área de estudo
0
5 km
Figura 67 – Habitat considerado favorável para o gato-bravo e representação espacial das quadrículas 2*2 Km seleccionadas para
a prospecção de indícios de presença da espécie na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase prédesmatação/desarborização.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________109
Figura 68 – Afloramentos rochosos numa ribeira próxima do rio Guadiana.
A peculiaridade dos indícios de presença (pegadas, dejectos e latrinas) de gato-bravo permite o seu
reconhecimento com relativa facilidade, ainda que os seus dejectos possam ocasionalmente, quando não apresentam a
sua forma característica, ser confundidos com os de outros carnívoros de médio porte como o lince-Ibérico, o
sacarrabos ou a raposa, espécies que também ocorrem na área de intervenção do projecto. Assim, os excrementos da
espécie, com dimensões médias de 5 a 9cm de comprimento e 1,3 a 2cm de diâmetro (e.g. RODRÍGUEZ-PIÑERO 1996),
apresentam uma forma cilíndrica, com estrangulamentos acentuados, que podem, por vezes, resultar na separação em
vários troços (Fig. 69). Apresentam uma cor tipicamente negra, que se vai tornando mais clara à medida que o dejecto
envelhece. Muito frequentemente o gato-bravo cobre os seus dejectos, parcial ou totalmente, factor que pode
condicionar consideravelmente a sua descoberta. No entanto, em determinados caminhos e, sobretudo, na periferia do
seu território, frequentemente utiliza-os como marcação olfactiva, e por isso mesmo, estes encontram-se a descoberto.
A espécie pode também estabelecer latrinas (ROPER et al. 1993) (Fig. 69), com o mesmo propósito de demarcar os
limites territoriais (e.g. RICHARDSON 1990, 1991, 1993).
a)
b)
Figura 69 – Dejecto a) e latrina b) de gato-bravo encontradas, respectivamente, num vale de ribeira junto ao Rio
Degebe) e numa ribeira adjacente ao Rio Guadiana.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________110
Relativamente às suas pegadas, estas têm a forma característica dos felídeos, com 4 almofadas digitais
arredondadas e uma almofada central (palmar/plantar) trilobada, sendo comum as unhas não aparecerem marcadas,
por estarem retraídas durante o andamento. Este indício de presença é de todos o mais fiável, uma vez que as suas
dimensões (em média com 4 a 4,5cm de comprimento e 4 a 4,2cm de largura – e.g. RODRÍGUEZ-PIÑERO 1996) são
consideravelmente menores que as de lince (em média com 5,5cm de comprimento e 4,8cm de largura - RODRÍGUEZPIÑERO 1996) e maiores que as de um gato doméstico (cujo comprimento não ultrapassa os 3 - 3,5cm - RODRÍGUEZPIÑERO 1996) e, como tal, específicas da espécie. Contudo, em solos mais duros, a impressão destes vestígios ocorre
numa frequência muito menor, constituindo também outro dos factores condicionantes para aferição da presença da
espécie numa dada área. Entre estes solos figuram os litossolos esqueléticos (e.g. xistos), tipo de solo mais comum na
globalidade da área de intervenção deste projecto, sendo identificados em quase metade da área, mais concretamente
em 46,1% (33 415ha) (POAAP - FBO & CHIRON 2001).
Armadilhagem
O objectivo que fundamentou a aplicação desta técnica de amostragem foi o de confirmar inequivocamente a
presença da espécie e ainda conhecer o padrão de utilização do tempo e do espaço, tendo em conta a escassez de
dados existentes para o gato-bravo em Portugal, nomeadamente na região do Alentejo (PEREIRA et al. 2001). Mais
ainda afigurou-se como prioritário a necessidade de obter informação sobre a eventual reacção da espécie (vias de
dispersão, novas áreas de ocupação) aos trabalhos de desmatação e desarborização que decorreram, durante o ano
de 2001 e parte de 2002, na área prevista para inundação.
Sendo assim, a finalidade última foi a de maximizar as hipóteses de captura de indivíduos desta espécie para
posterior radio-seguimento, obedecendo a metodologia de campo, nomeadamente a disposição das armadilhas no
terreno, a esta lógica e não tendo como intuito tentar esclarecer outros parâmetros como seja a abundância e a riqueza
específica da comunidade de carnívoros existente na área.
A armadilhagem compreendeu três períodos decorridos de Março a Maio de 2001, em duas áreas próximas do Rio
Degebe (carta 491). A selecção destas zonas justificou-se por, numa fase prévia do projecto, ter sido identificado na
Bacia dos rios Degebe-Guadiana o núcleo populacional de gato-bravo mais importante na área cartográfica do regolfo
de Alqueva e por ser uma das áreas sujeites às acções de desmatação/desarborização (Fig. 70).
Figura 70 - Área onde decorreu uma das sessões de armadilhagem, próxima do Rio Degebe.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________111
A armadilhagem consistiu em sessões mensais com a duração média de 10 dias (algumas das armadilhas
estiveram no terreno apenas 9 dias devido a condicionalismos de ordem prática, e.g. tempo disponível para montar
todas as caixas no tempo útil de um dia, presença humana nos locais de armadilhagem).
Em cada uma das áreas de amostragem as armadilhas, caixas colapsáveis de rede metálica de uma ou duas
entradas, com 66x24x24 cm e 107x41x39 cm respectivamente (Tomahawk Life Trap Co. Modelos 205 e 208), foram
dispostas em linha, com um espaçamento médio de 50 m, e num número que variou mensalmente entre 15 e 20.
Para a sua colocação foram seleccionados vales de ribeiras pouco frequentados, dispondo-se as armadilhas,
fundamentalmente ao longo das linhas de água (e.g. silvados) ou em zonas com vegetação arbustiva densa (matos).
Teve-se ainda o cuidado de disfarçar as armadilhas com vegetação local, por forma a reduzir ao máximo a sua
visibilidade. Este procedimento tinha por objectivo, tanto provocar o mínimo de alteração possível ao local, maximizando
assim a probabilidade de captura, como evitar o seu furto.
Todas as armadilhas eram verificadas ao princípio da manhã e iscadas com sardinhas em óleo, “miúdos” de frango
e ocasionalmente pombos ou ratazanas, estas últimas apanhadas nas caixas em noites anteriores. O tipo de isco usado
servia não só de atractivo, através do odor, como para despertar a atenção do predador através do barulho emitido
pelos pombos e pelas ratazanas, uma vez que no gato-bravo, de entre todos os sentidos, destaca-se a audição estando
o seu ouvido adaptado para captar os sons de alta frequência produzido pelos roedores (RODRÍGUEZ-PIÑERO 1996).
Sempre que necessário o isco era renovado.
No total realizaram-se 523 noites-armadilha e todos os carnívoros capturados, independentemente da espécie,
foram sujeitos ao procedimento de anestesia e manuseamento, de acordo com o protocolo descrito previamente (ver
pág. 39), sendo a unidade noite-armadilha definida como a disponibilidade de uma caixa para a captura de um
carnívoro durante uma noite (POUNDS 1981). Os animais foram libertados no mesmo local em que foram capturados,
logo após a total recuperação do efeito do anestésico.
Os dados referentes às capturas foram analisados em termos de número de capturas e esforço de captura, definido
como as noites-armadilha necessárias para capturar um indivíduo da espécie em estudo, o que significa que no
respectivo cálculo não são consideradas as caixas encontradas fechadas mas vazias, nem as que efectuaram capturas
de outras espécies que não a espécies-alvo (POUNDS 1981).
De modo a avaliar o efeito do processo de desmatação/desarborização nos núcleos populacionais de gato-bravo
identificados, todas as latrinas detectadas na fase pré-desmatação/desarborização na área cartográfica do regolfo de
Alqueva, foram revisitadas com uma periodicidade trimestral, com o objectivo de monitorizar a presença da espécie
nesta zona e obter alguma informação sobre a reacção do felídeo aos trabalhos de intervenção na área prevista para
inundação. Complementarmente, a maioria dos dejectos observados no decurso das prospecções no terreno foram
recolhidos para posterior análise no laboratório, tendo em vista o estudo do regime alimentar da espécie (PEREIRA et al.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________112
2001). Alguns destes dejectos foram utilizados para recolha de amostras para futura análise genética com vista à
confirmação da sua identidade específica através de técnicas moleculares (HÖSS et al. 1992, KOHN & WAYNE 1997,
BEAUMONT et al. 2001).
Esta estratégia prolongou-se pela fase de enchimento. As quadrículas que haviam sido seleccionadas para
prospecção, na fase de pré-desmatação, e que foram entretanto desmatadas/desarborizadas, foram sendo substituídas
por quadrículas adjacentes dominadas por habitat favorável de modo a monitorizar eventuais alterações espaciais dos
locais de marcação (latrinas). Assim, as quadrículas alvo de monitorização após a desmatação/desarborização e
inundação foram 22, correspondendo estas a áreas para onde seria previsível o deslocamento de indivíduos a partir dos
locais de maior perturbação, consequência das acções acima referidas (Fig. 71).
N
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 71 - Representação espacial das quadrículas 2*2 Km seleccionadas para a prospecção de indícios de gato-bravo na área
cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na fase pós-desmatação/desarborização.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________113
Em 2003 prosseguiu a monitorização nas 11 cartas abrangidas pela área de influência directa do regolfo de
Alqueva (ver Fig. 3). Esta consistiu na intensificação dos esforços de prospecção nas áreas adjacentes às zonas
desmatadas/desarborizadas e inundadas, e onde potencialmente seria previsível a ocorrência de gato-bravo. Para a
delineação da estratégia de amostragem foram tidos em conta os modelos probabilísticos elaborados para prever a
ocorrência de gato-bravo (Fig. 78) e de coelho-bravo (Fig. 10) nas 11 cartas prioritárias. No entanto, após as acções de
desmatação/desarborização as áreas favoráveis para gato-bravo reduziram-se significativamente, sendo as zonas
anexas ao núcleo Monsaraz-Azevel as únicas que apresentavam condições para albergar os indivíduos que muito
provavelmente ocupariam as áreas agora inundadas. Assim, após a identificação dessas áreas, foi feito um
investimento acrescido nas mesmas de forma a confirmar e avaliar o seu grau de adequabilidade para o gato-bravo.
Paralelamente prosseguiu-se a avaliação da abundância de coelho, mas desta vez para uma área mais restrita (cartas
militares 472, 473 e 474) e exterior mas adjacente à área definida contratualmente. O investimento numa área mais
reduzida, justificou-se pela importância da mesma para o gato-bravo, de acordo com a sua localização, aparente
abundância de coelho e adequabilidade do habitat. Esta opção foi reforçada pelo facto de o modelo probabilístico
prever uma continuação de valores elevados de probabilidade de ocorrência de gato-bravo (Fig. 65) para esta área.
Assim em 2003 foram concretizados os seguintes objectivos específicos: mapeamento da ocupação do solo e
avaliação da abundância relativa de coelho-bravo e da distribuição de gato-bravo na área correspondente às cartas
472, 473 e 474.
A cartografia da distribuição resultante do primeiro ano de trabalhos (1999) relativa às quadrículas 5*5 Km foi
actualizada com as presenças resultantes das prospecções das quadrículas 2*2 Km e ainda com os registos de
observações directas efectuadas ao acaso. Na fase de pré-desmatação/desarborização, para o total da área
cartográfica de intervenção do projecto, foram encontrados 45 indícios de presença de gato-bravo (30 dejectos isolados
e 15 latrinas), e efectuadas 3 observações directas de indivíduos de adultos (Tab. 23) (Fig. 72) (Anexo V).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________114
Tabela 23– Localização, tipo e número de indícios de gato-bravo encontrados na área cartográfica do Empreendimento de Fins
Múltiplos do Alqueva na fase de pré-desmatação/desarborização.
Carta Militar
n.º indício e Tipo
501
1 dejecto
491
5 latrina, 8 dejectos
492
1 latrina, 2 dejectos
482
3 latrina, 1 dejecto
483
2 latrina, 4 dejectos, 1 observação
481
1latrina, 2dejecto, 1observação
474
3 latrina, 4 dejecto, 1 observações
463
1dejecto
452
3 dejectos
441
4 dejectos
#
S
N
#
S
#
S#
S
# Dejecto
% Latrina
& Observação
#
S
Presença de gato-bravo
Ausência de gato-bravo
#
S
Núcleos populacionais de gato-bravo
Cartas militares 1: 25 000
Rios
Área inundável
%#
U
#
S#
U
%
S
S
#
S
%
U
U
%
U
%
V
&
#
S
#
S
U
%
#
S%
U
#
#
SS
#
S
%
U
#
S
S
#%
U
#
S
S
##
S
V
&
#
S
U
%%
U
U
%
0
5 km
#
S
Figura 72 - Mapeamento da ocorrência de gato-bravo na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva e
delimitação dos principais núcleos de ocorrência, na fase de pré-desmatação/desarborização.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________115
É ainda de referir que, em 15 de Novembro de 2001, foi encontrado um gato-bravo morto por atropelamento5 (Fig.
73) numa zona adjacente à área de estudo (aproximadamente a 5,5km), próxima do Rio Degebe, distando aquele local
apenas cerca de 7,5km do registo mais próximo de presença de gato-bravo.
Figura 73 - Gato-bravo encontrado morto por atropelamento numa zona adjacente à área de estudo
(próxima do rio Degebe)
Verificou-se assim que a metodologia iniciada em Janeiro de 2000 (2ª fase), baseada numa amostragem mais
dirigida e adequada para a prospecção de indícios de presença de gato-bravo (realizada apenas nas quadrículas que
apresentavam mais de 40% de habitat favorável), e estratificada (nas áreas com maiores potencialidades à ocorrência
da espécie a prospecção foi feita à escala 2*2 Km), revelou-se substancialmente mais eficaz na obtenção de dados
relativos à espécie, dado o elevado acréscimo (87,3%) de indícios detectados relativamente ao sucedido em 1999, onde
apenas tinham sido detectados 8 dejectos e efectuada uma observação directa.
É de salientar a importância de terem sido detectadas latrinas de gato-bravo (Fig. 69), facto que se reveste de um
interesse acrescido por ser um bom indicador da ocorrência regular da espécie na zona. De facto, à semelhança de
outras espécies de carnívoros, o gato-bravo deposita os seus dejectos em locais específicos designados por latrinas
(ROPER et al. 1993), assumindo esta uma importância particular, pois funcionam como locais de troca de informação,
orientação e familiarização com a sua área vital (e.g. CLAPPERTON 1989), cumprindo igualmente uma importante função
territorial como locais de marcação (e.g. BEARDER & RANDALL 1978, RICHARDSON 1990, 1991, 1993).
5
Sexo do indivíduo: macho;
Medidas corporais (em kg e cm): peso- 4; comprimento total- 79,5; comprimento da cauda- 27,3; comprimento / largura do crânionão foram tiradas estas medidas pois este apresentava-se desfeito; altura ao garrote- 28; perímetro do pescoço- 19,2; comprimento
/ largura da pata anterior esquerda - 7,4 / 4,3; comprimento / largura da pata posterior esquerda- 11,8 / 4,5; altura do membro
posterior esquerdo- 32; comprimento / largura da orelha- 5,9 / 4,2; comprimento / largura da almofada anterior esquerda- 3,3 / 3,3;
comprimento / largura da almofada posterior esquerda- 3,5 / 3,8; comprimento / largura do canino superior- 0,103 / 0,42;
comprimento / largura do canino inferior- 0,96 / 0, 36;
Descrição da pelagem: n.º de bandas negras caudais- 2 completas muito nítidas, 1 completa nítida e 2 incompletas, todas não
fundidas; n.º de riscas da face- 2; n.º de riscas do corpo- 8; manchas negras no calcanhar- em toda a face posterior do metatarso;
manchas brancas inguinais- 1 à volta do anus, manchas brancas torácicas- não apresentava; mancha jugular- sim; manchas negras
dos membros anteriores- completas muito nítidas e fundidas posteriormente; manchas negras dos membros posteriores- completas,
mas menos nítidas e não fundidas.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________116
As latrinas encontradas situam-se frequentemente em linhas de água de vales encaixados (89% das vezes),
normalmente em afloramentos rochosos, dos quais destacamos os vales dos rios Guadiana, Degebe, bem como os das
ribeiras do Alcarrache e Azevel que, pelas suas características topográficas e florísticas, se tornam particularmente
importantes à ocorrência do felídeo (Fig. 74). De facto, estes biótopos apresentam na maioria dos casos uma elevada
disponibilidade de abrigos (e.g. silvados, matos e/ou matagais densos) e estão sujeites a uma perturbação reduzida ou
nula (Fig. 75).
a)
b)
c)
Figuras 74 - a) Vales dos rios Guadiana, b) Alcarrache e c) Degebe, respectivamente.
a)
b)
c)
Figuras 75 - Pormenores da estrutura dos habitats associados aos rios a) Guadiana, b) Alcarrache e c) Degebe.
A estreita associação da espécie aos vales das ribeiras e rios, indicia uma elevada vulnerabilidade já que, no caso
da futura área de regolfo, se tratam das zonas mais afectadas com os impactes induzidos pelo Empreendimento de Fins
Múltiplos de Alqueva: numa primeira fase com a desmatação e desarborização, e posteriormente com o subsequente
alagamento. De facto, dos 42 indícios de gato-bravo detectados na área cartográfica do regolfo, 16 (38,10%) estão
incluídos na área intervencionada até à cota 139 (1ª fase do Plano de desarborização/desmatação). Ainda que este
número duplique para 23 (54,76%) à cota 152 (2ª fase do Plano de desarborização/desmatação), esta situação ilustra a
vulnerabilidade da espécie na área. Assim, com a execução da desmatação/desarborização até à cota 152m, há um
incremento de 16,66% no número de indícios afectados pelo Empreendimento de Alqueva. Se esta percentagem pode
à partida não parecer significativa, há que ter em conta que com a 2ª fase do Plano de desmatação/desarborização até
à cota 152 m ocorreu a destruição de mais 7000 ha (47,62%) de área favorável à ocorrência de gato-bravo
relativamente àquela que foi destruída na 1ª fase do Plano de desmatação/desarborização. Fazendo uma análise
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________117
quantitativa e qualitativa dos impactes gerados pela implementação do Plano de desmatação/desarborização da
albufeira de Alqueva , verifica-se que na 1ª fase a área afectada corresponde a 11 900ha em que 7 700ha (65%) é área
favorável à ocorrência de gato-bravo e, à cota 152m a área de regolfo será de 24 600ha em que 14 700ha (60%) é área
favorável para o felídeo (Tab. 24).
Tabela 24 – Dimensão da área de estudo e das áreas favoráveis à ocorrência do gato-bravo às duas cotas de enchimento da
Área de Estudo (ha)
Cota 152m (ha)
Cota 139m (ha)
Área ocupada pelo regolfo
264 100
24 600
11 900
Área favorável para gato-bravo
110 800
14 700
7 700
42
60
65
% de área favorável
Ainda que as evidências da espécie se distribuam pela generalidade da área de estudo (Fig. 72), uma vez que em
apenas 9,09% (n=1) das cartas não foi detectado nenhum indício da sua ocorrência, é de destacar o relativamente
reduzido número de ocorrências, face ao enorme esforço de amostragem desenvolvido no terreno (tanto em termos
espaciais como temporais), e a sua concentração num número restrito de áreas que foram, até prova em contrário,
consideradas como ocupadas por diferentes núcleos populacionais (Fig. 72).
Foram assim considerados 2 núcleos principais de ocorrência, definidos ( e à semelhança do referido para o toirão)
(ver pág. 48) com recurso ao método de Kernel (WORTON 1989) a 50%: Bacia do Degebe-Guadiana e Monsaraz-Ribeira
do Azevel (Fig. 72). De destacar que as duas únicas observações directas efectuadas correspondem aos 2 núcleos
designados como principais, e que o atropelamento observado, ainda que situando-se fora dos limites da área de
estudo, ocorreu a uma distância suficientemente próxima para ser considerado como pertencente ao núcleo do rio
Degebe (Fig. 72).
Foi ainda delimitado um terceiro núcleo principal de ocorrência, o da Bacia de Alcarrache-Guadelim, que, apesar de
não ter sido definido com base no referido método, se apresenta como muito importante devido à sua localização
espacial, que traduz uma importante ligação aos outros dois núcleos. Para além disso, este núcleo encontra-se numa
mancha de habitat bastante favorável para a espécie devido à presença de afloramentos rochosos e a uma elevada
probabilidade de ocorrência de coelho-bravo (Fig. 9). O núcleo da Bacia do Degebe-Guadiana aparece como o núcleo
mais importante por ser aquele que concentra um número maior de indícios de presença da espécie (n=16),
nomeadamente latrinas6 (n=9), sendo o principal motivo para esta ocorrência as excelentes condições de refúgio que
este vale proporciona e a sua proximidade a zonas com elevada abundância de coelho-bravo (Fig. 7). Em inúmeras
zonas, o vale da Bacia do Guadiana-Degebe apresenta-se bastante encaixado, com importantes formações rochosas e,
antes de se iniciarem os trabalhos de desmatação/desarborização, com uma perturbação muito reduzida (note-se que a
6
Apesar do rio Guadiana permanecer intransponível durante parte do ano (Outono e Inverno), não deverá constituir uma barreira à dispersão da espécie durante a
estação seca (Primavera e Verão), pelo que as latrinas encontradas em ambas as margens muito provavelmente pertencem aos mesmos indivíduos.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________118
totalidade dos indícios encontrados na área cartográfica do regolfo se referem ao ano 2000, portanto, numa fase prédesmatação/desarborização).
Da análise das figuras 67 e 72 verifica-se que as presenças confirmadas da espécie se situam nos habitats
favoráveis para a sua ocorrência. Apresentando os resultados por quadrícula 5*5Km, unidade cartográfica
habitualmente utilizada ao nível regional para mapeamento da distribuição das espécies, das 184 quadrículas que
compõem a área de estudo, apenas 30 se revelaram positivas, correspondendo apenas a 16,03% da área (Fig. 72).
Assim, é possível considerar que a distribuição do gato-bravo na zona de intervenção deste projecto se apresenta em
regressão perspectivando um cenário de fragmentação.
Em suma, podemos concluir que o padrão de distribuição obtido para o gato-bravo na área de estudo reflecte, de
certo modo, a reduzida adequabilidade da área para a espécie, facto aliás já indiciado (e oportunamente referido) pela
análise do mapeamento da cobertura do solo (ver cap. 4.3).
FASE PÓS DESMATAÇÃO/DESARBORIZAÇÃO
Na fase pós-desmatação/desarborização a monitorização das latrinas foi um aspecto fundamental na avaliação do
impacte deste processo destrutivo nos núcleos principais de ocorrência até então identificados (Figura 59). Assim, na
fase de pós-desmatação/desarborização, para o total da área cartográfica de intervenção do projecto, foram apenas
encontrados 5 indícios de presença de gato-bravo (5 dejectos isolados) e efectuadas 2 observações directas de
indivíduos de adultos (Tab. 25, Fig. 76, Anexo V).
Tabela 25 – Localização, tipo e número de indícios de gato-bravo encontrados na área cartográfica do Empreendimento de
Fins Múltiplos do Alqueva na fase de pós-desmatação/desarborização.
Carta Militar
n.º indício e Tipo
501
2 dejectos
490
1 dejecto
474
2 dejecto, 2 observações
Relativamente às visitas trimestrais efectuadas às latrinas de gato-bravo encontradas durante o ano 2000 na área
cartográfica do regolfo de Alqueva (n=15), apenas 13 foram alvo de monitorização, por motivos de ordem prática,
nomeadamente constrangimentos temporais para realizar todo o trabalho planeado para 2000. Verificou-se então que a
maioria destas foi abandonada, tendo-se mantido activas apenas 3 latrinas (todas estas localizadas na Bacia do
Degebe-Guadiana).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________119
N
# Dejecto
Presença de gato-bravo
Ausência de gato-bravo
#
S
##
S
S
Cartas militares 1: 25 000
#
S
S
#
S#
#
S
##
S
S S
#
#
S
Rios
Área inundável
#
S
#
S
#
S
0
5 km
Figura 76 - Mapeamento de ocorrência de gato-bravo na área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva, na
fase pós-desmatação/desarborização.
Das 9 latrinas que compunham o núcleo da Bacia do Degebe-Guadiana, somente uma continuou a ser
regularmente usada, tendo sempre apresentado dejectos em todas as revisitações (a última realizada em Outubro de
2000, mês em que se iniciaram os trabalhos de desmatação e desarborização) muito embora o número destes indícios
fosse decrescendo ao longo do tempo, provavelmente reflexo da perturbação causada pelas desmatações efectuadas
pelo proprietário da herdade. Esta latrina localizava-se muito próxima de outras 3 que em conjunto parecem constituir
um complexo, pelo que se conclui ser o referido local uma zona de elevada importância no território de 1 ou mais
indivíduos da espécie. É pois muito provável que a latrina em causa constituísse o local principal de marcação,
enquanto que as outras 3, seriam apenas locais temporários de demarcação territorial, facto que parece sugerir a
rotatividade destes sítios. Seria então de esperar que, novas prospecção do local em outras áreas próximas tivessem
permitido detectar novas latrinas, o que de facto não se veio a verificar.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________120
Ainda neste núcleo, 3 outras latrinas que também pareciam constituir um complexo (uma vez mais devido à sua
proximidade) deixaram de ser usadas 2 meses após a sua descoberta (meados de Março de 2000), facto a que não
será alheio a política de abate indiscriminado de todos predadores levada a cabo na herdade onde se localizavam estes
indícios (com. pess. do guarda da zona de caça). Este complexo foi o que contribuiu com o maior número de dejectos
encontrado em toda a área de ocorrência do gato-bravo, num total de 105. Para além disso, numa zona próxima aos
locais de deposição dos dejectos foram encontrados restos de cabras que aparentavam ter sido comidas, o que vem
fortalecer a ideia de se tratar de um local de elevada importância estratégica para a espécie.
Embora não tenha sido possível confirmar a ocorrência de reprodução efectiva de gato-bravo na área de
intervenção do projecto, algumas evidências são merecedoras de algumas considerações. De facto, a presença de
complexos de latrinas, e o seu padrão de utilização, e as potencialidades de abrigo, poderão indiciar a importância dos
locais para a reprodução da espécie. Se analisarmos os parâmetros atrás referidos, verifica-se que os dois complexos
de latrinas encontrados parecem sustentar a hipótese atrás referida. Esta é suportada pelos seguintes factos: utilização
regular, deposição regular de grande quantidade de dejectos, presença regular de restos de presas e ocorrência na
Primavera de dejectos de dimensões mais reduzidas.
Relativamente às 3 latrinas que foram efectivamente alvo de monitorização no decurso do ano 2001, confirmou-se
que duas destas deixaram de ser usadas logo após as acções de desmatação e desarborização das zonas onde se
encontravam, não se tendo registado a deposição de novos dejectos até ao momento, sugerindo deste modo o seu
abandono efectivo.
Em 2002, nas quadrículas 2*2 Km alvo de prospecção, somente se encontraram dejectos no núcleo de
Monsaraz, embora as latrinas desta zona não tenham sido utilizadas até ao momento (Fig. 76).
Assim, é possível considerar que a distribuição do gato-bravo na zona de intervenção deste projecto, foi fortemente
afectada com os processos de desmatação e desarborização, indiciando um cenário de extinção local dos núcleos
populacionais identificados, como consequência dos impactes das intervenções acima referidas (Fig. 77).
Figura 77 – Área desmatada e desarborizada ao longo da ribeira do Zebro.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________121
Relativamente à campanha de armadilhagem levada a efeito na tentativa de captura de indivíduos de gato-bravo
em duas áreas próximas do Rio Degebe, os resultados encontram-se expressos na tabela 24. De um total de 523
noites-armadilha resultaram as capturas de 3 sacarrabos, 3 genetas e 2 raposas, não tendo sido capturado nenhum
gato-bravo.
Tabela 26- Períodos de amostragem, noites-armadilha, capturas e esforço de captura por área de amostragem e no total (N.A. –
Noites-armadilha; H.i. – sacarrabos; G.g. – geneta; V.v. – raposa).
Área
Área 1
Área 1
Área 2
TOTAL
Margem esquerda do Degebe
(quadrícula 491G)
(quadrícula 491G)
(quadrícula 491B)
Capturas
Esforço
(n.º indivíduos)
de captura
N.A
H.i. G.g. V.v.
H.i.
G.g.
V.v.
05 a 15 de Março de 2001
181
1
0
0
181
----
----
03 a 13 de Abril de 2001
192
0
3
0
----
64
22 de Maio a 1 de Junho
150
2
0
2
74
----
523
3
3
2
74
162, 7 162,7 243,5
Ambas as áreas de armadilhagem referem-se à margem esquerda do Rio Degebe, a área 1 abrangendo a zona
onde foi detectado um dos complexos de latrinas e a área 2 uma zona de habitat muito favorável à ocorrência da
espécie pela existência de matagais densos e vales de ribeiras com importantes formações rochosas.
Assim, do esforço despendido não resultou qualquer captura de indivíduos da espécie alvo, pelo que esta
estratégia de amostragem se revelou ineficaz na concretização dos objectivos propostos (ver 7.3.1.2.). Os resultados
poderão ser explicados por vários factores, quer relacionados com aspectos da biologia e ecologia do gato-bravo, quer
com aspectos relativos à estratégia adoptada, bem como às condições encontradas no local de armadilhagem, muito
embora se admita a hipótese de ter havido várias outras causas a actuar.
Se atendermos ao período reprodutor referido para o gato-bravo no Sul da Península Ibérica (entrada em cio em
meados de Janeiro, prolongando-se este até ao final de Fevereiro (e.g. RODRÍGUEZ-PIÑERO 1996) após o que, passado
um período de cerca de 65 dias de gestação, nascem entre uma a sete crias (e.g. RODRÍGUEZ-PIÑERO 1996, BLANCO
1998), então verifica-se um desfasamento entre a altura do ano em que as armadilhas estiveram colocadas no terreno e
a época em que os machos efectuam deslocamentos consideravelmente maiores, alargando o seu território na procura
de fêmeas receptivas (época do cio). Na realidade, a armadilhagem coincidiu precisamente com o período em que as
fêmeas prestam cuidados parentais e por isso mesmo também estas executam deslocamentos bastante menores nesta
fase.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________122
Por outro lado, tal como já foi referido (ver cap. 7.3.1.2.), a disposição das caixas no terreno fez-se de uma forma
muito concentrada, pois o objectivo era o de maximizar a captura de indivíduos que ocorressem na zona para
acompanhar a sua reacção ao processo de desmatação/desarborização e enchimento. Daí resultou uma rede de
armadilhas pouco extensa, o que se por um lado aumentava a probabilidade de captura (na área 1, as evidências
apontavam para que, pelo menos, um gato-bravo utilizava a zona com muita regularidade), por outro, limitou o seu raio
de acção pois abrangeu um espaço de dimensões muito reduzidas. Para além disso, há que ter em conta que, devido a
vários condicionalismos de ordem prática (e.g. tempo reduzido para cumprir todos os objectivos propostos para 2001,
número reduzido de pessoas envolvidas na campanha) o número de armadilhas colocadas foi relativamente diminuto
(apenas entre 15 a 20 caixas por sessão). Estes factores aliados à, muito provável, baixa densidade do felídeo na área
de intervenção do projecto (os resultados obtidos relativos ao padrão de distribuição e abundância relativa do gatobravo parecem-no evidenciar (Fig. 72), terão contribuído para o insucesso desta técnica de amostragem.
A maior abundância de espécies de carnívoros de hábitos reconhecidamente generalistas, como é o caso da
raposa (MACDONALD 1983, ABREU 1993), da geneta (PALOMARES & DELIBES 1991a, 1991b, ABREU 1993, FERREIRA 1997,
ROSALINO & SANTOS-REIS 2002) e do sacarrabos (PALOMARES & DELIBES 1991b, 1991c, CLAMOTE 1997), é outro dos
factores a ter em conta já que a sua captura diminuiu ainda mais a probabilidades de captura da espécie-alvo ao reduzir
o número de noites/armadilha disponíveis para o efeito.
Finalmente, há que referir o factor perturbação ocorrido nos locais de armadilhagem resultante de actividades
humanas, e ao qual o gato-bravo parece ser bastante susceptível (e.g. MAGALHÃES & PALMA 1985, LIBOIS 1992,
PUZACHENKO 1992, BLANCO 1998). Na área 1, sensivelmente duas semanas antes de se iniciarem as capturas foram
realizadas desmatações pontuais em zonas próximas do local de armadilhagem, o que muito provavelmente terá
contribuído para o menor uso da área ou até mesmo o abandono temporário desta pelos indivíduos da espécie. Na área
2, o corte de árvores levado a cabo pela Empresa de Desenvolvimento e Infra-estruturas do Alqueva numa zona muito
próxima, terá de alguma forma influenciado os resultados obtidos.
Em conclusão, parecem terem sido vários os factores que influenciaram o abandono dos locais de marcação por
indivíduos da espécie, sendo a perturbação de todos o mais prejudicial, podendo mesmo conduzir ao afastamento e/ou
desaparecimento do gato-bravo das zonas afectadas. No entanto, é de salientar o desaparecimento das áreas de maior
adequabilidade, como consequência da destruição e submersão dos habitats favoráveis situados na área de regolfo.
7.3.2.2. Modelo preditivo de distribuição espacial
Selecção de variáveis para inclusão no modelo
Os resultados da análise, a que foram submetidas todas as variáveis ambientais encontram-se no Anexo VII.
Verifica-se que, das 40 variáveis independentes iniciais, 15 revelaram algum nível de associação à ocorrência de gatoRELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________123
bravo. Uma vez que, de entre estas, não se observou nenhum par com um nível de correlação significativo e demasiado
elevado (rS ≥0,7), todas foram usadas na análise multivariada subsequente. Previamente à construção do modelo,
todas as variáveis contínuas seleccionadas foram reduzidas a classes (Anexo III), resultando num conjunto de 33
parâmetros que serviram de base à regressão logística múltipla (Tab. 27).
Tabela 27 – Variáveis seleccionadas para a análise multivariada (p<0,05) no modelo de regressão logística para o gato-bravo.
Percentagem de biótopos fechados
Percentagem de estepes
Percentagem de intervenção humana
Presença de afloramentos rochosos
Densidade de zonas urbanas
Presença de aglomerados de pedras
Área de Regime Cinegética Turística
Área de Regime Cinegética Especial
Distância às estradas principais
Percentagem de matagais
Densidade das estradas
Percentagem de eucaliptal/pinhal
Presença de coelho-bravo
Índice da forma das manchas
N.º latrinas de coelho-bravo por m2
O modelo de regressão logística construído com as variáveis incluídas e os respectivos os coeficientes, erros
padrão, significância do teste de Wald e Odds ratio está expresso na tabela 28.
Entre as variáveis seleccionadas para inclusão no modelo, não foi encontrada nenhuma interacção que optimizasse
o mesmo.
simplificação relativamente ao conjunto de variáveis inicial. O conjunto de variáveis ambientais que melhor prevê a
ocorrência de gato-bravo na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva são então, pela
positiva, a densidade de latrinas de coelho-bravo e a presença de aglomerados de pedra, e, pela negativa, a área de
todas as zonas de caça e a ocorrência de áreas florestadas por exóticas (i.e. eucaliptal e/ou pinhal).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________124
Tabela 28 – Variáveis seleccionadas para o modelo de regressão logística e mapeamento da probabilidade de ocorrência do gato-bravo
na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva, e respectivos coeficientes (β) e desvios padrão (S.E.(β)),
estatística de Wald (Wald), graus de liberdade (g.l.), significância do teste de Wald (Wald (P)) e Odds ratio (ψ).
VARIÁVEIS
β
S.E.(β)
Coelho_latrinas_2x2km
Wald
Wald
g.l.
6,941
2
0,031
(P)
ψ
Coelho_latrinas_2x2km [0.001-0.01 lat/m2[
1,080
0,636
2,879
1
0,090
2,944
Coelho_latrinas_2x2km [0.01-0.13 lat/m2[
1,858
0,707
6,912
1
0,009
6,412
7,469
3
0,058
Área de todas as zonas de caça
Área de todas as zonas de caça [1-500 mil m2[
-1,585
1,176
1,813
1
0,178
0,205
Área de todas as zonas de caça [500 mil-1 milhão m2[
0,033
0,960
0,001
1
0,973
1,033
Área de todas as zonas de caça [1 milhão m2]
0,848
0,900
0,886
1
0,347
2,334
Presença/ausência de eucaliptal/pinhal
-1,312
0,633
4,296
1
0,038
0,269
Aglomerados de pedra
2,654
1,083
6,001
1
0,014
14,207
Constante
-1,451
0,963
2,271
1
0,132
0,234
O ponto de corte, que apresenta o melhor equilíbrio entre os erros e as classificações correcta em relação às
presenças, é de 0,4. A partir de 40% de probabilidade de ocorrência da espécie o modelo considera a sua presença.
O modelo classificou correctamente 80% das presenças e 67% das ausências. Verifica-se, portanto, que em 33%
das quadrículas onde não haviam sido encontrados quaisquer indícios de ocorrência de gato-bravo, o modelo prevê a
presença da espécie, enquanto em 20% dos casos em que havia sido confirmada a sua ocorrência durante os trabalhos
de campo, o modelo considera a sua ausência. Ou seja, o modelo construído incorre mais frequentemente no erro de
Tipo I.
Assim, sucede que, em algumas quadrículas, apesar de estarem presentes os requisitos favoráveis à ocorrência de
gato-bravo (existência de aglomerados de pedra e grande abundância de coelho-bravo, para enumerar as que têm os
maiores valores de odds ratio), não foram encontrados quaisquer indícios deste carnívoro durante as prospecções
efectuadas.
Este facto parece indicar que, para além destas duas variáveis, que são efectivamente importantes para a
ocorrência de gato-bravo, existirá(ão) mais alguma(s) com uma influência igualmente significativa mas que não foram
incluídas na construção do presente modelo. Por exemplo, variáveis que actuam muito directamente sobre a ocorrência
do gato-bravo, como sejam as acções de controlo de predadores que, ao abrigo da Lei da Caça (Artigo n.º 109 do
decreto-lei n.º 227 – B/2000 de 15 de Setembro), não contemplam o gato-bravo, sendo como tal ilegais e de
quantificação impossível.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________125
Por sua vez, a taxa de classificação correcta média de 72% permite-nos considerar com alguma segurança que se
trata de um modelo que traduz satisfatoriamente os dados reais.
A confirmação de estarmos perante um ajustamento significativo à informação real advém-nos do Teste χ2 de
Pearson, uma vez que o valor de X2 calculado é 97,904 (p=0,24). No entanto a qualidade do ajustamento ainda se
afasta do resultado ideal que deveria corresponder a uma probabilidade tão próxima quanto possível de 1 (ajuste
máximo). Este resultado significa que a inclusão de outras variáveis não consideradas poderia vir a optimizar o modelo.
Para tal, contudo, torna-se necessário um melhor conhecimento da biologia e ecologia da espécie na área de estudo.
Perante os resultados da avaliação da qualidade do modelo construído, procedemos à interpretação dos seus
coeficientes (Tab. 28). Assim, observa-se efectivamente uma influência muito marcada de determinadas variáveis sobre
a ocorrência de gato-bravo: este carnívoro encontra-se presente 14,2 vezes mais frequentemente nas quadrículas
1*1Km onde existam aglomerados de pedra e 6,4 vezes mais nas quadrículas com a maior abundância relativa de
coelho-bravo; relativamente à caça, a influência é mais marcada quando a ocupação por todas as zonas de caça é
máxima; finalmente, a presença de gato-bravo é ligeiramente desfavorecida nas áreas cobertas por floresta de
produção (a espécie ocorre 0,3 vezes menos vezes nesses locais).
É notória a importância da presença do coelho-bravo para a ocorrência do gato-bravo. Os aglomerados de pedra
haviam já sido a variável que mais contribuiu para a ocorrência de coelho-bravo (ver 6.2.2 e Tab. 4), pois constituem
bons locais de abrigo para este lagomorfo. Assim, esta componente do habitat situa-se no cruzamento entre os
requisitos de alimento e abrigo para o gato-bravo, já que o facto de os aglomerados de pedra se encontrarem quase
sempre sob árvores (azinheira, zambujeiro) e entre arbustos desenvolvidos (silvas, aroeira Pistaccia lentiscus, carrasco)
os potencia como pontos onde o gato-bravo se poderá refugiar para além de aí encontrar alimento em abundância. A
sua importância como locais de abrigo aumenta pelo facto de os aglomerados de pedra se encontrarem fortemente
associados a biótopos abertos.
De referir ainda que a variável presença/ausência de coelho-bravo não foi seleccionada para o modelo final,
apesar de se reportar a uma escala de resolução mais fina (quadrículas 1*1Km). Este facto parece significar que para o
gato-bravo não é suficiente que exista coelho, mas que este ocorra num determinado nível de abundância,
aproximando-se, por isso, de um comportamento mais especialista em relação a esta presa, como fazia prever a
análise da sua dieta realizada no âmbito dos estudos da Biologia e Ecologia da espécie na área de intervenção do
Empreendimento Fins Múltiplos de Alqueva (PEREIRA et al. 2001).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________126
Mapeamento da distribuição potencial do gato-bravo
A figura 78 apresenta os níveis de probabilidade de ocorrência do gato-bravo estimados pelo modelo de regressão
logística e faz transparecer um padrão de adequabilidade heterogéneo, com tendência para a fragmentação, que
corresponde ao resultado obtido relativamente à ocorrência real da espécie.
N
Probabilidade de ocorrência de gato-bravo
0%-20%
20%-40%
40%-60%
60%-80%
80%-100%
0
5 km
Figura 78 - Mapeamento da probabilidade de ocorrência de gato-bravo (quadrículas 1*1 Km) estimados pelo modelo de
regressão logística para a área cartográfica de influência directa da barragem de Alqueva.
Analisando a ocupação da área favorável para o gato-bravo relativamente à globalidade da área de estudo e à
localizada às cotas 152 e 139, verifica-se que o troço principal do Guadiana, o troço do Degebe até à foz, e as ribeiras
de Alcarrache e Azevel são as áreas de maior probabilidade de ocorrência na envolvência do futuro regolfo de Alqueva.
Sobrepondo as áreas de maior adequabilidade do habitat (Fig. 67) com as manchas de maior probabilidade de
ocorrência (Fig. 78), verifica-se que estas integram por completo as áreas de habitat adequado para o gato-bravo. Tal é
resultado da elevada fragmentação dos habitats preferenciais para a espécie na área de estudo. Assim, a albufeira da
barragem de Alqueva e o futuro açude de Pedrógão irão certamente alterar, de um modo drástico, as áreas de habitat
disponível para a espécie, como também o seu padrão de ocorrência potencial.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________127
Pela observação da figura 78 verifica-se uma das áreas de maior probabilidade se localiza a norte do núcleo de
Monsaraz e Guadiana na carta 482, fazendo supor uma continuidade para Norte, ou seja para a carta 473. Esta
mancha de maior probabilidade de ocorrência de gato-bravo poderá ser uma área potencial de acolhimento dos animais
em fuga dos núcleos atrás referidos, motivo pela qual foi alvo de um estudo direccionado.
7.3.3. Avaliação do núcleo populacional Monsaraz/Azevel
Conforme anteriormente referido, como resultado do processo de desmatação/desarborização somente o núcleo
de populacional de Monsaraz-Azevel permanece com evidências continuas da ocorrência de gato-bravo. Por outro lado,
o modelo de ocorrência probabilística de gato-bravo (Fig. 78) indicia áreas de probabilidade de ocorrência elevada nas
áreas anexas ao núcleo de Monsaraz-Azevel (cartas militares 1:25 000 - 474, 473 e 472) o que justificou uma avaliação
das potencialidades desta área para o gato-bravo. Nesta perspectiva, e tendo em conta as variáveis que determinam a
ocorrência da espécie na área de regolfo de Alqueva (habitats favoráveis e abundância de coelho-bravo), foi feito um
levantamento cartográfico das cartas 474, 473 e 472, bem como do padrão de abundância de coelho-bravo nas
mesmas, para aferir à cerca da sua adequabilidade para indivíduos em dispersão.
7.3.3.1.Mapeamento da ocupação do solo
Relativamente à ocupação do solo diferenciaram-se 38 classes de acordo com os critérios definidos no capitulo 5.1.
Pela análise da figura 79, na carta 472, verifica-se que a cobertura do solo está muito associada à produção
agrícola – estepes (searas e pousios), olival, vinha, regadio ou terreno lavrado. Na zona Norte da margem do rio
Degebe e no Sudeste desta carta é onde se verifica a existência de áreas com habitats adequados para o gato-bravo
(Fig. 80). A primeira zona é composta por uma faixa de montado de azinho denso adjacente ao rio Degebe e a segunda
é formada por um reticulado de matos mediterrânicos e montado em diversos estágios de sucessão. A conectividade
entre as duas zonas faz-se sobretudo através do rio Degebe, que poderá actuar como corredor ecológico entre o Norte
e o Sul da carta. Na carta 473, na zona envolvente a Reguengos de Monsaraz observa-se uma exploração intensiva da
vinha e olival numa área de grande dimensão (Fig. 79). Para Norte e Este da figura 80, cartas 473 e 474, a paisagem
altera-se e apesar de existir alguma actividade agrícola esta ocorre em manchas de menor dimensão localizadas na
maioria das vezes em redor dos aglomerados urbanos. Assim podem-se destacar 3 zonas com habitat favorável para a
ocorrência de gato-bravo: Noroeste da carta 473, a faixa a Este de Reguengos de Monsaraz, e a zona que acompanha
a albufeira de Alqueva/ribeira do Azevel cartas 473/474 (Figura 80). A primeira é caracterizada pela existência de áreas
de montado de azinho denso com aglomerados rochosos e matagal composto na sua maioria por zambujeiros. A faixa a
Este de Reguengos de Monsaraz, onde os solos são maioritariamente arenosos e com aglomerados rochosos em
grande densidade, a paisagem é dominada por um conjunto de grandes manchas de montado de azinho denso e de
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________128
matagal em que predomina a aroeira Por fim na terceira zona destacam-se as manchas de matos e montados de
azinho com estevais com algum nível de fragmentação. Entre estas 3 zonas poderá existir alguma conectividade
através de habitats de transição (montado pouco denso/disperso sem subcoberto) ou das faixas de vegetação ripícola.
Cobertura do solo
Área social
Estepes
Eucaliptal
Matagal
Matos
Olival/Pomar/Horta
Pinhal
Planos de água
Plantações Recentes
Vegetação ripícolas
Vinha
0
10
km
N
Albufeira de Alqueva
Área de estudo
Figura 79 - Mapeamento do uso do solo nas cartas 472,473 e 474, correspondentes à área adjacente ao núcleo populacional
Monsaraz/Azevel.
Área social
Matagal
Matos
Planos de água
0
10
km
N
Zonas de maior importância para gato-bravo
Área de estudo
Rios
Figura 80 – Localização das principais zonas com habitat favorável para o gato-bravo na área adjacente ao núcleo
populacional Monsaraz/Azevel.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________129
7.3.3.2. Distribuição de coelho-bravo
Para avaliar a abundância relativa, distribuição e variação temporal do coelho-bravo na área de estudo,
realizaram-se dois censos em diferentes alturas do ano – Fevereiro (de 3.02.2003 a 11.02.03) e Junho (de 3.06.03 a
12.06.03) – seleccionadas por corresponderem respectivamente aos períodos mínimo e máximo da abundância da
espécie. Assim, a área de estudo foi dividida em quadrículas 2*2 Km, num total de 94, de onde 47 foram seleccionadas
para serem amostradas correspondendo a 50% da área total (Fig. 81). Em cada quadrícula foram efectuados 4
transectos de 250m, dispostos, sempre que possível, no interior dos habitats dominantes, por forma a evitar as
influências dos ecótonos de transição. Os transectos foram realizados em caminhos pouco utilizados. Os parâmetros
recolhidos no terreno são os mesmos que foram registados no decurso da abordagem global levada a efeito no âmbito
deste projecto (ver capitulo 6, PEDROSO et al 2003). Para se compararem os diferentes locais, definiram-se classes de
abundância através do método dos intervalos naturais e utilizaram-se as classes definidas em Fevereiro para atribuir
classificação a todos os casos. Deste modo, para 0 latrinas considerou-se “Ausente”, de 1 a 4 latrinas “Pouco
abundante”, de 5 a 14 “Abundante” e 15 ou mais “Muito abundante”.
Área social
Habitats favoráveis
0
10
km
N
Área de estudo
Rios
Pla nos de água
Alb ufeir a de Alqueva
Figura 81 - Representação espacial das quadrículas 2*2 Km prospectadas para o coelho-bravo, na área adjacente ao
núcleo populacional Monsaraz/Azevel.
As duas amostragens efectuadas permitiram verificar que existe um gradiente de abundância relativa. É notória a
diferença entre a região Oeste (quase toda a carta 472), onde se verifica a ausência ou abundâncias muito reduzidas
de coelho-bravo, e a região Este onde se registam os maiores níveis de abundância do lagomorfo (Fig. 82).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________130
Fevereiro
Junho
Latrinas
0
1- 4
5 - 14
14 - 51
0
10
km
N
Área de estudo
Figura 82 - Mapeamento da abundância relativa de coelho-bravo nas quadrículas 2*2 Km seleccionadas para monitorização nas
temporadas de campo de Fevereiro e Junho, na área adjacente ao núcleo populacional Monsaraz/Azevel.
De facto, quando se analisa a situação do coelho-bravo para cada uma das cartas militares, percebe-se que
existe uma grande variação na presença e abundância da espécie. Enquanto que nas cartas 473 e 474 em 45% dos
transectos efectuados o coelho-bravo está ausente, na carta 472 este valor chega aos 80% dos transectos efectuados.
A comparação entre o número de latrinas contabilizadas em cada transecto em Fevereiro e em Junho (Z=-3.093,
p=0.002) revela uma diferença significativa que traduz o crescimento dos efectivos populacionais de coelho-bravo da
primeira para a segunda amostragem. Contudo, verificou-se uma forte associação positiva entre os transectos
efectuados em Fevereiro e Junho (Rs=0.706, p=0.0001), o que permite indiciar que as zonas de maior abundância de
coelho-bravo se mantêm de Fevereiro para Junho.
7.3.3.3.Distribuição de gato-bravo
A área de estudo foi dividida em 94 quadrículas 2*2 km seguindo a mesma metodologia que havia sido empregue
na restante área de regolfo de Alqueva para o gato-bravo (ver capitulo 7.3). Assim, e com base no mapeamento do uso
do solo, seleccionaram-se as quadrículas em que se verificou a existência de habitats adequados para a espécie, em
pelo menos, 40% da área. Desta forma, foram seleccionadas 59 quadrículas para a prospecção perfazendo 63% da
área total (Fig. 83).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________131
0
Área social
Planos de água
10
km
N
Área de estudo
Rios
Figura 83 - Representação espacial das quadrículas 2*2 Km prospectadas para o gato-bravo, na área adjacente ao núcleo
populacional Monsaraz/Azevel.
Nas 59 quadrículas prospectadas foram encontrados 36 indícios de presença (1 latrina e 35 dejectos) e uma
observação directa. Estes dados suportam a evidência da presença de gato-bravo em 22 quadrículas, correspondendo
a 37% das quadrículas prospectadas, encontrando-se distribuídos de forma agregada e associados a áreas de habitats
favoráveis (Fig. 84). È de salientar a continuidade aparente com o núcleo Monsaraz-Azevel, onde foi observado um
indivíduo adulto (numa zona actualmente submersa) e detectados 15 dejectos (43% do total) e a latrina atrás referida.
#
S
#
S
#
S
Ñ
#
S #
S
#
S
#
#
SS
Mapa de presenças de gato
#
S Dejecto
Ñ Indivíduo atropelado
U Latrina
%
V Observação directa
&
T Pegada ou Rasto
$
#
S
T
$
#
S
$$
T
T
#
S
#
#
SS
0
S
#
S#
#
S
#
S#
S
#
S
#
S
S
##
S
U
%
10
#
S
#
S#
S
V
&
km
N
Área de estudo
Rios
Área social
Planos de água
Figura 84 - Mapeamento de ocorrência de gato-bravo na área adjacente ao núcleo populacional Monsaraz/Azevel.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________132
Como demonstram os resultados obtidos na prospecção para gato-bravo, pode-se considerar a manutenção do
núcleo populacional de “Monsaraz-Azevel” devido à detecção regular de indícios de presença. A constante presença do
núcleo nesta área estará, provavelmente, relacionada com as características do habitat (manchas de esteval denso e
de zonas de montado denso com subcoberto intercaladas com áreas de pousio) e com a disponibilidade de presas
(coelho-bravo). No entanto, a perturbação causada pelos trabalhos de desmatação/desarborização decorrentes de
Alqueva poderão ter induzido impactes significativos nos efectivos populacionais da espécie, por interferir ao nível da
disponibilidade de recursos e das dinâmicas inter e intra-populacionais. Assim, embora o núcleo de “Monsaraz-Azevel”
continue a existir, é de supor que a desmatação/desarborização tenha tido efeitos negativos no número de efectivos
presentes na área, até pelo diminuição de conectividades a áreas favoráveis para o gato-bravo.
A quantidade de dejectos encontrados na fase final das prospecções (Junho e Julho) na zona da ribeira do Azevel
evidenciam a sua importância para o gato-bravo. Por outro lado na área adjacente a Monsaraz os indícios de presença
da espécie reduziram-se drasticamente, o que poderá ter sido consequência da desmatação/desarborização e posterior
inundação de habitats favoráveis, incluindo zonas de grande abundância de coelho-bravo, a que acrescem os factores
de perturbação e possível perseguição directa como consequência de um plano de água que promove a presença
humana.
Na margem esquerda do rio Degebe a presença da espécie também foi detectada tanto na zona Norte como na
zona Sudeste da carta 472, no entanto entre estas duas áreas situa-se uma das estradas como maior volume de
tráfego da região e onde em 2001 foi recolhido exemplar de gato-bravo atropelado. Este facto pode evidenciar um sério
constrangimento à conexão entre as áreas atrás referidas, uma vez que poderá actuar como barreira à movimentação
de indivíduos. As estradas são referenciadas como elementos de perturbação (FERREIRA 2003) e de fragmentação de
habitats (STAHL & ARTOIS 1991, FERREIRA 2003) de tal forma que, na Escócia, são responsáveis pelo limite a Sul da
distribuição nacional de gato-bravo (HUBDARD et al 1992).
Em conclusão, salientam-se as 3 áreas com maior importância para o gato-bravo: Zona a Este de Reguengos de
Monsaraz; Zona a Norte de Reguengos de Monsaraz e Zona ao longo do Azevel (Fig. 85). A área com melhores
condições para a recepção de indivíduos em dispersão provenientes de zonas contíguas à barragem de Alqueva será a
faixa a Este de Reguengos de Monsaraz, porque se encontra geograficamente mais próxima e possui grande
disponibilidade de recursos. No entanto, é importante salientar que grande parte dos locais favoráveis à ocorrência
deste felino na área de estudo apresentam níveis crescentes de fragmentação e perturbação, sobretudo devido a uma
actividade cinegética cada vez mais intensa e ao aumento da rede viária.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________133
Latrinas
Abundante
Muito abundante
0
Zonas de maior importÂncia para gato-bravo
10
km
N
Área de estudo
Rios
Área social
Planos de água
Figura 85 - Localização das áreas com maior importância para o gato-bravo , de acordo com as zonas de maior abundância
relativa de coelho-bravo, na área adjacente ao núcleo populacional Monsaraz/Azevel.
7.4. LINCE – IBÉRICO
7.4.1. Metodologia
Para avaliar o estado da população de lince na área de intervenção do projecto (11 cartas alvo de monitorização) a
estratégia metodológica inicialmente proposta foi idêntica à aplicada relativamente às restantes espécies alvo de
monitorização. Esta consistiu, inicialmente, numa abordagem por inquéritos orais e na realização de percursos de 10
Km por cada quadrícula 5*5 Km relativamente à qual havia indicação de provável ocorrência do predador desde a
década de 70, tendo sido estes dados obtidos quer através de inquéritos orais (SANTOS-REIS et al. 2000) quer na
consulta da documentação bibliográfica disponível (CEIA et al. 1998, LEITÃO 1998). Contudo, esta demonstrou não ser
a estratégia de amostragem que melhor se adaptava às características, quer da área de estudo, quer da possível
população de lince aí existente.
Tendo em conta não só a quase ausência de resultados gerados, como também a grande coincidência nas
exigências em termos de habitat para o gato-bravo e para o lince, optou-se, numa segunda fase, por adoptar uma
estratégia de amostragem similar para ambas as espécies. Assim, foram seleccionadas para prospecção um total de 22
quadrículas 5*5 Km, 16 onde de acordo com os inquéritos orais, existiam indicações da provável presença da espécie,
e dados bibliográficos (CEIA et al. 1998, LEITÃO 1998) e outras 6 de habitat favorável.
Numa fase subsequente foi feita uma prospecção mais intensiva e precisa nas cartas alvo de monitorização (11
cartas da área de regolfo de Alqueva ) que integravam áreas de habitat favorável (Fig. 86) e/ou descritas como de
ocorrência potencial de lince (CEIA et al. 1998), correspondendo a um total de 22 quadrículas 2*2 Km (Fig. 87). Dessa
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________134
forma prospectaram-se não só as quadrículas em que, com base em informação obtida a priori, poderia ocorrer lince
como também aquelas que apresentam habitat potencial para a espécie.
N
Matagal
Matos
Olival selvagem
Vegetetação ripícola
Rios
Área inundável
Área de estudo
0
5 km
Figura 86 - Habitat considerado favorável para o lince na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________135
N
Quadrículas 2*2 km não prospectadas
Quadrículas 2*2 km prospectadas
Quadrículas 5*5 km prospectadas
Rios
Área inundável
0
5 km
Figura 87- Representação espacial quadrículas 2*2 Km seleccionadas para prospecção de indícios de lince na área
cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva.
Conforme previsível, o esforço de procura de indícios de lince concentrou-se na tentativa de obtenção de dados
que permitissem inferir algo acerca da situação actual do núcleo de lince de Alcarrache-Guadalim - população do Vale
do Guadiana (CEIA et al. 1998, LEITÃO 1998), zona de confluência da ribeira de Alcarrache com o troço médio do rio
Guadiana e que na fase de pós-desmatação/desarborização, irá deixar de funcionar como possível corredor de
dispersão entre aquele núcleo (Alcarrache – Guadalim) e as outras duas áreas de ocorrência mais ou menos regular de
lince no vale do Guadiana (Adiça e Barrancos – Contenda) (CEIA et al. 1998).
Foi ainda efectuada uma prospecção direccionada para toda a área da Zona Especial de Conservação MouraBarrancos, que serviram para identificar as áreas de maior adequabilidade para a espécie, quer pela
presença/abundância de coelho, quer pela qualidade dos habitats (Fig. 87). O investimento de esforços nesta área foi
consequência de 3 factores: a sua ligação ao troço médio do Vale do Rio Guadiana, o facto da área estar referenciada
como integrando um núcleo populacional de lince-Ibérico (CEIA et al. 1998) e por se tratar de uma área fronteiriça onde
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________136
a extensão de habitats favoráveis em Espanha pressupõe a possibilidade de deslocamento de indivíduos para as áreas
Portuguesas adjacentes. É de referir que a adopção desta estratégia já havia sido referida no anterior relatório de
progresso (SANTOS-REIS et al. 2000).
A metodologia adoptada permitiu uma prospecção mais exaustiva das áreas propícias à ocorrência quer de lince
quer de gato-bravo e direccionada para locais onde existe maior probabilidade de encontrar indícios de presença, como
sejam alguns afloramentos rochosos de acesso menos fácil e trilhos de veado e javali, que de outro modo não seriam
visitados.
A diferença entre os indícios de presença das 2 espécies de felídeos do património natural nacional tornou
necessária uma selecção criteriosa dos indícios detectados tendo em conta a morfologia e dimensões das pegadas e
dejectos. Assim, apenas foram consideradas como pegadas de lince as que apresentavam forma circular ,4 dedos sem
unhas marcadas e uma almofada plantar, medindo 6 * 5 cm, e que embora sendo muito semelhantes às de gato e
geneta, variam consideravelmente nas dimensões. Ao andar, a distancia entre as pegadas é de cerca de 80cm. Os
dejectos provisoriamente classificados como de lince eram compostos por troços grossos e muito consistentes. A sua
cor variava nos tons de cinzento, mais ou menos escuro. As suas medidas variavam entre 6-8cm de comprimento e 11,5cm de largura (FAPAS 2000). Relativamente a estes, foram efectuadas recolhas de amostras para posterior análise
molecular no laboratório de genética da Estación Biológica de Doñana. Os custos associados a este tipo de análise e o
facto de inicialmente não ter sido previsto este tipo de análises, levou a que apenas os excrementos relativamente aos
quais havia uma forte suspeita de serem de lince fossem enviados para análise.
Os resultados obtidos durante os primeiros anos de execução do projecto (ver 7.4.2, PEDROSO et al. 2003) levaram
a que no início de 2003 se intensificasse a prospecção nas áreas de maior adequabilidade para a espécie,
nomeadamente na zona fronteiriça da bacia do rio Ardila de forma a confirmar os locais de presença e avaliar as
condições de adequabilidade das zonas de ocorrência. De forma a consolidar e ampliar o esforço de prospecção, esta
incidiu sobre as áreas onde num passado recente existiram indícios da ocorrência da espécie. Complementarmente
foram identificadas áreas que poderão constituir potenciais corredores ecológicos e de dispersão.
Dos resultados dos inquéritos, na área das 11 cartas prioritárias, verifica-se que em 85,5% das quadrículas não
existe qualquer informação acerca da presença deste felídeo, i.e., apenas em 14,5% foi sugerida a sua ocorrência na
década de 70 (Fig. 88). A década de 90 corresponde a 9,2% das quadrículas, havendo informações relativas à sua
presença nos anos 70 e 80 em 5,3% das quadrículas da área de estudo. Cerca de 54,5% das quadrículas referentes a
informações desde a década de 80 interceptam o núcleo populacional de Alcarrache-Guadelim (população do Vale do
Guadiana), localizando-se as restantes fora da área de distribuição proposta por CEIA et al. (1998) e LEITÃO (1998).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________137
N
Inquéritos
Ausência
Década 70
Década 80
Década 90
% Dejecto confirmado de lince
Pegada provável de lince
# Dejectos duvidosos
#
&
Rios
Área inundável
#
#
Área de estudo
#
#
#
&
#
%
0
5 km
Figura 88 - Mapeamento da evolução da distribuição de lince na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do
Alqueva com base nos resultados dos inquéritos e indícios de presença.
No que respeita aos resultados obtidos por prospecção de indícios de presença no campo (numa primeira fase
através de transectos de 10 Km e, subsequentemente, utilizando uma metodologia similar à implementada para o gatobravo), estes foram escassos, como seria de esperar tendo em conta a extrema dificuldade em detectar indícios desta
espécie de hábitos secretivos e que ocorre comprovadamente a uma muito reduzida densidade. Efectivamente, para o
núcleo populacional Alcarrache-Guadalim trabalhos anteriores apontavam a existência, a confirmar já que se trata de
uma área com estatuto indeterminado, de apenas um único indivíduo nos 135 Km2 de superfície do núcleo (CEIA et al.
1998).
Ainda assim, encontraram-se dois dejectos (quadrícula 482E) de características similares aos de lince. Todavia, a
análise genética a que foram submetidos não foi conclusiva. Essa análise, solicitada ao Instituto de Conservação da
Natureza (que na época se encontrava a desenvolver um estudo de identificação de dejectos de lince), consistiu na
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________138
tentativa de amplificação de quatro primers de DNA específicos para o lince. Tendo o resultado sido negativo, i. e., não
foi possível amplificar os fragmentos diagnosticantes, e tendo sido confirmada a priori a existência de DNA na amostra,
foi considerado pela equipa responsável pela análise serem muito fortes as probabilidades de não se tratar de um
dejecto de lince.
Em 2000, foi igualmente efectuado o registo fotográfico de um conjunto de pegadas (Fig. 89) detectadas na
quadrícula 490G (serra de Portel), tendo sido solicitado o apoio de investigadores Portugueses e Espanhóis, afectos ao
Parque Nacional de Doñana, ao Instituto de Conservação da Natureza, à Universidade do Algarve e outras instituições,
que se têm dedicado ao estudo do lince. As opiniões emitidas não reuniram consenso pelo que não foi possível afirmar
com segurança que se confirmava a presença actual da espécie na área de regolfo da albufeira de Alqueva.
Figura 89 - Pegada provável de lince na área de Vera Cruz - Portel (Quadrícula 490G).
Não existindo prova cabal de que os vestígios encontrados diziam respeito ao lince, e não havendo outros indícios
de presença da espécie, foi mais prudente considerá-lo ausente da área de estudo (11 cartas militares, abrangendo a
área inundável) ou numa situação de pré-extinção local. Efectivamente, e apesar de existirem algumas áreas com
habitat adequado ao predador, verifica-se que as manchas de qualidade são dispersas e pouco extensas não
garantindo, muito provavelmente, protecção suficiente a um animal de hábitos tão elusivos. Com base em observações
feitas no decorrer do trabalho de campo e de acordo com os censos efectuados constata-se que os lagomorfos são, de
uma forma geral, pouco abundantes (Fig. 7). Assim, tendo em conta a estrita dependência alimentar do lince em relação
ao coelho (PALMA 1977, DELIBES 1979, PALMA 1980, CASTRO 1992), não seria pois de esperar uma presença regular
nas 11 cartas prospectadas.
Apesar dos poucos resultados gerados, que não traduzem necessariamente uma ausência real de lince na área, a
importância desta espécie justificou um continuado investimento na sua monitorização.
Com o objectivo de avaliar a situação do lince em áreas potenciais anexas à área de regolfo e que incluíam áreas
referenciadas como de presença regular da espécie (CEIA et. al. 1998), a prospecção na área da sub-bacia do Ardila
traduziu-se na recolha de 10 dejectos potenciais de lince, corroborando informações de um passado recente. A
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________139
intensificação de esforços de prospecção em áreas, exteriores à zona de influência directa do regolfo de Alqueva, ao
permitir a confirmação da ocorrência da espécie, demonstrou ter sido uma aposta vital com consequências inevitáveis
para o futuro do lince-Ibérico em Portugal.
Por o Instituto de Conservação de Natureza ter suspendido as análises em curso, os dejectos recolhidos nesta
segunda fase de prospecção foram enviados para o Laboratório de Genética da Estação Biológica de Doñana,
instituição que desenvolveu os respectivos marcadores moleculares e se tem responsabilizado pelas análises de
excrementos recolhidos em Espanha e Portugal por outras equipas de investigação. Das análises resultou a
confirmação de que um era efectivamente da espécie alvo (SANTOS-REIS 2003).
Para se comprovar se os dejectos são de lince-Ibérico foram utilizados marcadores genéticos específicos desta
espécie – DL7F/CR2Br (PALOMARES et al. 2002) – que permitem amplificar um fragmento de ADN de 130 pares de
bases (pb), correspondente a uma zona conservada da região controlo do ADN mitocondrial. Neste procedimento foi
utilizado um dejecto conhecido de lince-Ibérico, que funciona como controlo positivo para a extracção de ADN, e um
controlo negativo contendo todos os reagentes utilizados na extracção excepto DNA de modo a detectar possíveis
contaminações.
A análise do excremento que se revelou positivo foi repetida seguindo outro protocolo de extracção (HOSS et al.
1992. KOHN et al. 1999), tendo sido amplificado em duas reacções de PCR (reacção em cadeia pela polimerase)
independentes e em ambas foi confirmado o resultado. O ADN deste indivíduo foi sequenciado com o objectivo de obter
uma confirmação adicional em como pertence à espécie de lince-Ibérico. Assim, usaram-se os oligonucleótidos
iniciadores ATP8F/R, que permitem amplificar um fragmento de gene ATP8 de 233 pb (JOHNSON et al. 1998), quer em
reacções de PCR quer nas reacções de sequenciação. Os produtos de PCR foram purificados a partir de fragmentos
dos géis de agarose de acordo com procedimentos de rotina. As reacções de sequenciação foram realizadas de forma
independente e em ambos os sentidos, directo e inverso. As amostras de ADN foram preparadas usando o kit de
sequenciação – ABI Prism BigDye Terminator Cycle Sequencing Ready Reactions Kit – recomendado para utilização
com o sequenciador automático ABI Prism 310 (Applied Biosystems) seguindo as instruções do fabricante. Os
produtos das reacções de sequenciação foram purificados utilizando colunas de Shephadex. As sequências foram
editadas e alinhadas usando o programa Sequencer (Gene Codes Corporation). As sequências obtidas foram
comparadas com as sequências de lince-Ibérico, lince do Canadá (L. canadensis), lince-Americano (L. rufus), lince
Euroasiático (L. lynx), gato-bravo Europeu e gato doméstico (Felis catus) com o objectivo de identificar a espécie
geneticamente mais próxima daquela a que corresponde o dejecto analisado. Esta análise confirmou que o dejecto
analisado pertence à espécie de lince Ibérico, pois, não se verificou nenhuma diferença em termos da constituição de
nucleótidos entre a sequência deste indivíduo e as desta espécie:
TGC ATT AAC CTT TTA AGT TAA AGA CTG GGA GCT TAG ACC TCT CCT TAA TGA CAT GCC ACA GCT GGA CAC GTC AAC
CTG ATT TAT CAC TAT CAT ATC AAT AAT CAT AAC ACT ATT CAT TGT ATT TCA ACT AAA AAT CTC AAA ACA TCT ATA TCC
ATC AAA CCC AGA ACC TAA ATC CAC GAC TAC ACC AAA ACA ACT TAA TCC TTG AGA AAA AAA ATG AAC GAA AAT CTA
TTC GCC A
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________140
Complementarmente, e beneficiando do facto da referida equipa espanhola ter desenvolvido os primers
necessários para a determinação do sexo através de amostras fecais (PIRIZ & GODOY, 2003), foi determinado que o
dejecto em causa pertencia a um indivíduo macho.
Uma vez confirmada a presença de lince na área do Sítio-Moura Barrancos fez-se uma avaliação das
potencialidades deste Sítio para a ocorrência de lince utilizando informação relativa à estrutura da vegetação e
conhecimento obtido no Parque Nacional de Doñana relativamente aos requisitos ecológicos do lince (PALOMARES et al.
2001). Assim, foram construídos dois cenários: um cenário óptimo, em que foi considerado como habitat favorável áreas
de matagal, matos clímax e vegetação ripícola e rupícola, e um cenário sub-óptimo a que se acresceu o montado com
sub-coberto. O procedimento seguido em ambos os cenários foi a delimitação de manchas de habitat favorável com
uma dimensão superior a 500ha (correspondente aproximadamente aos 40% de habitat favorável estimado por
PALOMARES et al. 2001). Considerando que, segundo o mesmo autor, o lince pode utilizar áreas não favoráveis até uma
distância média de 300m de áreas favoráveis, num segundo passo criou-se um “buffer” de 300m em torna das manchas
definidas no primeiro passo. Independentemente da sua dimensão, todas as manchas de habitat favorável incluídas
neste “buffer”, foram adicionadas à mancha inicial. Este procedimento foi sucessivamente repetido até não serem
detectadas novas manchas de habitat favorável no respectivo “buffer”.
Como resultado da aplicação desta estratégia estimou-se no cenário óptimo uma área de 100 Km2 de habitat
favorável para o lince (Fig. 90), enquanto no cenário sub-óptimo esta área corresponde a 284 Km2 (Fig. 91). De
salientar que o só no cenário sub-óptimo está incluída a área onde foi encontrado o dejecto de lince.
Figura 90 – Cenário óptimo de habitat para o lince no Sítio Moura/Barrancos.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________141
Figura 91 – Cenário sub-óptimo de habitat para o lince no Sítio Moura/Barrancos.
Considerando que a área vital de um lince pode variar entre 7.3 e 18.2 Km2 e que os indivíduos dos dois sexos
podem sobrepor as respectivas áreas vitais (PALOMARES et al. 2001), ambos cenários demonstram a possibilidade
desta área poder suportar mais do que um indivíduo. No entanto, há que ter em conta que a abordagem seguida
apenas contempla a adequabilidade da área em termos de refúgio. Considerando a situação debilitada do coelho-bravo,
tal como foi detectado no decurso deste projecto, está assim justificada a aparente raridade da espécie no Sítio MouraBarrancos.
A elaboração de Cartas de Potencialidade de Habitat e da disponibilidade de coelho-bravo será uma ferramenta
fundamental na definição de um plano de reabilitação do lince-Ibérico na Bacia do Guadiana. Por outro lado, a
possibilidade de determinar que áreas constituirão possíveis corredores de dispersão, como o vale do Rio Chança,
deverão ser alvo de avaliação e protecção prioritária. Efectivamente, e apesar de existirem algumas áreas com habitat
adequado ao lince, verifica-se que as manchas de qualidade são dispersas e pouco extensas na área do EFMA não
garantindo, muito provavelmente, protecção suficiente a uma população viável de animais de hábitos tão elusivos e com
áreas vitais tão vastas (RODRIGUEZ & DELIBES 1990). Também, á semelhança do verificado no Sítio Moura-Barrancos e
com base em observações feitas no decorrer do trabalho de campo constata-se que os lagomorfos são, de uma forma
geral, pouco abundantes (ver 6, fig. 7) sendo urgente dar continuidade ao programa de reprodução em cativeiro e ás
acções de repovoamento.
Deverá ser consolidado e ampliado o esforço de prospecção nas áreas onde num passado recente existiram
indícios da ocorrência de lince. Por outro lado, deverá ser feita uma avaliação da influência do bloco de rega do Ardila
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________142
na conservação do lince, bem como a importância desta área a nível regional e nacional, sendo de salientar que o local
onde foi encontrado o dejecto confirmado de lince dista 3,7 Km do limite do projectado bloco de rega do Ardila.
Complementarmente dever-se-ão implementar medidas de gestão ambiental (ver 8.3.2.2) nas áreas que constituam
potenciais corredores ecológicos e de dispersão para o felídeo. Assim muitas das medidas de conservação propostas
situam-se no Sítio Moura/Barrancos e ao longo da fronteira com Espanha, o que se justifica por esta ser uma área com
historial de lince, e pelo facto de esta ser uma área de ligação com áreas de habitat favorável em Espanha. Uma destas
áreas - troço Rio Chança Internacional - faz a ligação de um contínuo de habitats favoráveis entre as áreas classificadas
Portuguesas (Moura/Barrancos) e Espanholas (Picos de Aroche e Serra de Aracena) e as áreas classificadas mais a
Sul (Parque Natural do Vale do Guadiana e Serra do Caldeirão), que são comprovadamente muito importantes para a
conservação do lince-Ibérico.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________143
8. CONSIDERAÇÕES FINAIS
8.1. Estatuto local das espécies alvo
As propostas de miminização / compensação de impactes causados por grandes empreendimentos numa dada área
natural deverão surgir como uma consequência directa da avaliação do estatuto regional e factores de ameaça das
espécies que integram as comunidades afectadas, sendo de maior preocupação aquelas cujo estatuto nacional já
revelou previamente uma situação debilitada que levou à sua classificação como espécies ameaçadas, mesmo que
esta classificação derivasse da aplicação de critérios não quantitativos (SNPRCN 1990).
Por forma a obviar às evidentes subjectividades suscitadas pela análise dos diferentes Livros Vermelhos nacionais,
desde 1994 que o conselho da União Internacional para a Conservação da Natureza (UICN) propôs a adopção de um
novo sistema de classificação de taxa na sua Lista Vermelha. Este sistema inclui novas categorias e critérios
quantitativos que se regem por objectivos específicos, nomeadamente o de fornecer um sistema que possa ser aplicado
consistentemente por diferentes pessoas, o de melhorar a objectividade ao fornecer ao utilizador uma forma clara de
avaliar os factores que afectam o risco de extinção, o de fornecer um sistema que facilitará comparações entre taxa
muito distintos e o de dar aos utilizadores das listas de espécies ameaçadas uma melhor compreensão dos critérios que
justificaram a respectiva classificação (http://www.iucn.org//themes/ssc/redlists/redlistcatsenglish.pdf).
O recente sistema de classificação proposto pela IUCN (2001) assenta em 5 critérios de aplicação, dos quais os
dois primeiros se referem ao declínio estimado das populações, quer em termos do efectivo populacional quer da
respectiva área de distribuição geográfica. O terceiro critério traduz as estimativas do número de indivíduos maturos, o
quarto diz respeito a populações muito pequenas ou restritas espacialmente e o último considera a probabilidade de
extinção na natureza. Estes critérios não são de utilização simples e imediata, nomeadamente por exigirem um
conhecimento muito completo da situação populacional de cada espécie. Para além disso, a sua descrição teve por
base a necessidade de coerência num vasto âmbito geográfico (escala supranacional), havendo subsequentemente a
necessidade de correcção no contexto regional (escala nacional) (GARDENFORS et al submetido).
Ainda que a utilização destes critérios não esteja prevista para escalas locais como a afecta ao Empreendimento de
Fins Múltiplos de Alqueva, com base nos conhecimentos adquiridos ao longo dos cinco anos de monitorização e tendo
presentes os referidos critérios de aplicação, é possível tecer algumas considerações sobre o estatuto das espécies
alvo nessa área, nomeadamente através da análise de alguns dos referidos critérios (e.g. tamanho da população,
extensão de ocorrência e área de ocupação, declínio populacional, fragmentação, etc.), considerações essas que
motivaram as propostas de minimização / compensação subsequentes.
8.1.1. TOIRÃO
Os dados sobre esta espécie eram escassos a nível nacional, reconhecendo-se uma distribuição generalizada
(SANTOS-REIS 1983a) mas não existindo quaisquer estimativas de abundância nem o conhecimento dos seus
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________144
parâmetros demográficos e requisitos ecológicos (ver Cap. 2 – Estado actual dos conhecimentos). Neste contexto, o
seu estatuto actual é o de Insuficientemente Conhecido (SNPRCN 1990).
Apesar do investimento feito na área do EFMA, verifica-se que continua a subsistir um grande desconhecimento
relativamente à maioria dos parâmetros populacionais e da situação passada ao nível do padrão de distribuição, mas é
agora possível tecer algumas considerações sobre a situação actual da espécie.
TAMANHO POPULACIONAL: Apesar das tentativas levadas a cabo para determinar a densidade populacional da
espécie, e que envolveram, entre outros métodos, uma intensa campanha de armadilhagem, os resultados não
permitiram uma estimativa rigorosa (apenas uma captura num esforço de 1443 armadilhas/noite) mas são indiciadores
de uma situação de fraca abundância populacional. Esta constatação é corroborada pelas outras evidências que se
baseiam no número de indícios de presença (dejectos, rastos e pegadas), igualmente escassos (n= 77 em 5 anos de
pesquisa com um esforço médio de 10 dias / mês no campo), e no reduzido número de observações directas
efectuadas (n=2). De destacar o papel dos atropelamentos como fonte de informação (n= 6), ainda que também
apontem para uma fraca abundância da espécie na área.
EXTENSÃO DE OCORRÊNCIA E ÁREA DE OCUPAÇÃO: Apesar do relativamente reduzido número de evidências
da espécie na área de estudo, foi possível constatar que o polígono que delimita a extensão de ocorrência da espécie
nas 11 cartas militares alvo de monitorização engloba praticamente a totalidade da região do EFMA (1085 Km2 –
Mínimo Polígono Convexo - WHITE & GARROTT 1990) para a fase pré-desmatação/desarborização. Já no que refere à
área de ocupação real são vários os indicadores que apontam para uma redução significativa da mesma quando
comparada com a respectiva extensão de ocorrência. São eles a aparente associação da espécie aos ambientes
ripícolas e o padrão agregado das evidências da presença da espécie, que levaram inclusivamente à delimitação de
três núcleos populacionais principais na situação pós-desmatação. De reforçar que esta situação se agravou na
sequência do processo de desmatação / desarborização conduzindo muito provavelmente ao declínio da área de
ocupação.
DECLÍNIO CONTINUADO: De acordo com os critérios propostos pela IUCN, um declínio continuado é um declínio
recente, em curso ou previsto (que pode ser suave, irregular ou esporádico) e que é presumível que continue a verificarse a não ser que se tomem medidas de recuperação (IUCN 2001). Na sequência do que foi dito no ponto anterior é pois
previsível que esteja em curso um declínio na área de ocupação da espécie na região do EFMA, como consequência da
referida associação da espécie com os ambientes ripários, sendo estes aqueles que maiores impactes sofreram com a
construção do empreendimento, nomeadamente durante a fase actual de enchimento da albufeira de Alqueva. No
actual cenário de indefinição relativamente à implementação das possíveis medidas de minimização / compensação
apresenta-se como igualmente indefinida num futuro próximo.
FRAGMENTAÇÃO: Refere-se à situação, na qual o aumento do risco de extinção da espécie resulta do facto, de
que a maior parte dos seus indivíduos se encontram em populações pequenas e relativamente isoladas (em algumas
circunstâncias isto pode ser inferido a partir da informação sobre o seu habitat); estas populações podem extinguir-se e
ter uma reduzida probabilidade de recolonização (IUCN 2001). Como oportunamente referido, embora o padrão de
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________145
distribuição local traduza o padrão nacional, com referências à espécie generalizadas por toda a área de intervenção do
EFMA, foram detectadas importantes descontinuidades e um enfeudamento a ambientes ripários e ao coelho-bravo,
espécie-presa em situação muito debilitada na área de estudo e também ela associada às áreas de vale. De igual modo
a análise efectuada para avaliar as potencialidades da área para albergar a espécie revelaram algumas
descontinuidades. Contudo não é possível assumir que a espécie se encontra fragmentada na área do EFMA.
LOCALIZAÇÃO: O termo “localização” define uma área, geográfica ou ecologicamente distinta, na qual uma única
ameaça pode afectar rapidamente todos os indivíduos da espécie considerada; o tamanho da localização depende da
área abrangida pela ameaça e pode incluir parte de uma ou mais sub-populações (IUCN 2001). O toirão mostrava estar
bastante associado aos vales do Guadiana e Degebe, e aos seus afluentes, nomeadamente as ribeiras de Azevel e
Guadalim, seguindo uma distribuição que acompanhava as linhas de água. Estas são as zonas que ofereciam
condições de abrigo e alimento favoráveis à reprodução da espécie, dada a associação de coelho-bravo também às
linhas de água, pelo que o seu desaparecimento contribui para a fragilidade da espécie nas áreas em questão.
Dadas as actuais condições do toirão na área de estudo, suspeita-se então de uma situação de reduzida densidade
e elevada instabilidade populacional. Contudo, fazendo o paralelo com o sistema de classificação a ser aplicado no
contexto nacional, no momento actual e adoptando uma estratégia cautelar, a única categoria passível de incluir a
espécie a nível local deverá ser a de Informação Insuficiente (DD – “Data Deficient”). Esta classificação significa, em
termos gerais, que não existe informação adequada para fazer uma avaliação directa ou indirecta do risco de extinção
baseada na sua distribuição e/ou na sua situação populacional, não sendo portanto uma categoria de ameaça. A
classificação nesta categoria indica que mais informação sobre a espécie é necessária e admite a possibilidade de que
pesquisas futuras venham a mostrar que a sua classificação como ameaçada poderá ser apropriada.
8.1.2. LONTRA
Tal como no referente ao toirão, os dados relativos à lontra na altura da definição do seu estatuto eram escassos a
nível nacional (ver Cap. 2 – Estado actual dos conhecimentos), pelo que o seu estatuto neste contexto foi considerado
como Insuficientemente Conhecido (SNPRCN 1990) muito também por influência do declínio enfrentado pela espécie
na maioria da sua área de distribuição Europeia (MACDONALD & MASON, 1984).
Apesar do desconhecimento que subsiste relativamente a vários parâmetros populacionais (e.g. tamanho da
população, razão entre sexos, maturidade sexual, taxas de imigração e migração), face à evolução observada desde a
situação de referência até à situação actual após o enchimento parcial da albufeira, é possível comentar alguns
parâmetros necessários à classificação do seu estatuto a nível local.
TAMANHO POPULACIONAL: Existem alguns indicadores sobre a densidade populacional da espécie, e que
envolveram, entre outros: uma campanha de armadilhagem nalguns locais da área de estudo (ver ponto 2.2) que
permitiram efectuar 19 capturas e verificar a ocupação de quase todas as linhas de água prospectadas por pelo menos
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________146
um casal e, por vezes, por alguns juvenis/sub-adultos, provavelmente em dispersão (ver Figura 39); um número de
indícios de presença (dejectos, rastos, restos de presa, pegadas e marcações odoríferas) elevados (n= 8885 em 5 anos
de pesquisa com um esforço médio de 10 dias / mês no campo).
Assim, apesar dos resultados não permitirem uma estimativa rigorosa da densidade da espécie na área de estudo,
são indiciadores de uma situação de abundância populacional.
EXTENSÃO DE OCORRÊNCIA E ÁREA DE OCUPAÇÃO: Foi possível constatar que o polígono que delimita a
extensão de ocorrência da espécie engloba praticamente a totalidade da região do EFMA (1365 Km2 – Mínimo Polígono
Convexo - WHITE & GARROTT 1990) para a fase pré-desmatação/desarborização. Já no que refere à área de ocupação
real são vários os indicadores que apontam para uma redução significativa da mesma quando comparada com a
respectiva extensão de ocorrência. Esta redução era esperada uma vez que resulta da associação da espécie aos
ambientes aquáticos, com especial incidência para os rios e ribeiras de maior dimensão. Esta situação agravou-se em
parte na sequência do processo de desmatação / desarborização, mas de uma forma muito evidente durante o
enchimento, conduzindo à diminuição da área de ocupação desta espécie.
DECLÍNIO CONTINUADO: É expectável uma redução em termos de densidade total da lontra na área de estudo,
mesmo após a estabilização das populações desta espécie que se espera que ocorra no período pós-enchimento. A
distribuição da lontra na área de estudo, ainda que mantendo o padrão de distribuição generalizada, sofreu uma
pequena redução (86,8% em 2000 para 79,4% em 2003), resultado dos efeitos da desmatação e do enchimento.
FRAGMENTAÇÃO: É de esperar que a vasta e profunda massa de água, bem como o paredão que se afigura
intransponível para a lontra, induzam a fragmentação de uma população outrora contínua ao longo do vale do
Guadiana. Estes factores, a acrescer à pressão social causada pelo efeito de dispersão dos indivíduos com territórios
previamente estabelecidos na actual área de albufeira para os sistemas lóticos adjacentes a essa área (na sua grande
maioria já ocupados por outros indivíduos), resulta numa situação de grande instabilidade populacional na área do
EFMA.
LOCALIZAÇÃO: A lontra mostrava estar bastante associada aos vales do Guadiana e Degebe, e aos seus
afluentes, seguindo uma distribuição que acompanhava as linhas de água. De facto, e sabendo que estas zonas são as
que ofereciam condições de abrigo e locais favoráveis à reprodução da espécie, o seu desaparecimento causa na área
em questão uma diminuição das condições para a presença da lontra, e põe em causa a curto prazo a manutenção do
efectivo populacional da espécie.
Tendo em conta a situação populacional favorável da lontra a nível nacional (TRINDADE et al, 1998), que se reflecte
igualmente na região em estudo, bem como a comprovada capacidade de adaptação da espécie a habitats sub-óptimos
como os representados pelas grandes albufeiras (PEDROSO, 1997; SALES-LUÍS, 1998), é de prever que a espécie
recupere num futuro próximo dos impactes induzidos pela construção do empreendimento e que, a manterem-se os
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________147
níveis de abundância demonstrados no programa de captura levado a efeito (ver ponto 7.2.2), a situação da espécie
seja considerada como de Preocupação Mínima (LC – “Least concern”) ou seja, não ameaçada
8.1.3. Gato-bravo
Conforme oportunamente referido (ver Cap. 2 – Estado actual dos conhecimentos), os dados previamente
existentes acerca do gato-bravo eram residuais resultando na atribuição do estatuto nacional de Indeterminado por se
suspeitar que as suas populações enfrentavam a regressão (SNPRCN 1990).
Tendo em conta a importância da área cartográfica de regolfo de Alqueva, face aos núcleos populacionais aí
detectados, e à semelhança do sucedido relativamente às restantes espécies alvo, foi efectuada uma avaliação
preliminar da situação populacional da espécie na área de estudo a qual se baseou em parâmetros de índole ecológica,
que resultam do conhecimento adquirido no decurso do presente projecto ao nível do(a): padrão de distribuição e
localização dos principais núcleos populacionais; dimensão e localização da área potencial à sua ocorrência;
distribuição e extensão dos habitats favoráveis à sua ocorrência; requisitos ecológicos / dependência do coelho bravo e
associação com habitats rupícolas, florestas de quercíneas, bosques e matagais mediterrânicos.
TAMANHO POPULACIONAL: O gato-bravo aparentemente tem um tamanho populacional reduzido na área de
estudo, estando os seus principais núcleos populacionais concentrados na confluência dos rios Degebe e Guadiana.
EXTENSÃO DE OCORRENCIA E ÁREA DE OCUPAÇÃO: Na área das 11 cartas militares alvo de monitorização a
extensão de ocorrência corresponde a 634 Km2 ( Mínimo Polígono Convexo - WHITE & GARROTT 1990) correspondente
à fase pré-desmatação/desarborização. Como já foi referido o gato-bravo encontrava-se bastante associado ao vale do
rio Guadiana onde se localizavam os seus principais núcleos populacionais. Esta associação ao vale do Guadiana e
seus principais afluentes deriva do facto de ser nestas áreas que se encontram os habitats favoráveis à ocorrência da
espécie.
DECLÍNIO CONTINUADO: A destruição de grande parte da área favorável à ocorrência de gato-bravo, e onde se
inseriam os principais núcleos de ocorrência, como consequência actividade de desmatação/desarborização, induziu
previsivelmente um declínio imediato do efectivo populacional que provavelmente se acentuou por ainda não terem sido
postas em prática nenhumas medidas de minimização/compensação. Tendo ainda em conta que grande parte de área
com adequabilidade do habitat para o gato-bravo desapareceu, o contínuo na distribuição da espécie foi quebrado, bem
como os corredores de dispersão para outras áreas favoráveis (e.g. Zona Especial de Conservação Moura-Barrancos
integrada na Rede Natura 2000).
FRAGMENTAÇÃO: De facto, se analisarmos a situação do principal núcleo populacional de gato-bravo (DegebeGuadiana) na área de estudo, verificamos que o seu desaparecimento com Alqueva poderá dar origem a um cenário de
extinção local provável, apesar da distância entre núcleos ser inferior a 10km (10km entre o núcleo Degebe-Guadiana e
o núcleo Monsaraz-Azevel; 8km entre Degebe-Guadiana e Alcarrache-Guadalim; e 8km entre Monsaraz-Azevel e
Alcarrache-Guadalim), ou seja inferior ao deslocamento médio para a espécie, que pode ser superior a 12km (BLANCO
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________148
1998). Tal situação deriva do facto de todos os núcleos populacionais de gato-bravo se localizarem na área de regolfo,
ou seja na área intervencionada. Este conjunto de acontecimentos, a que acresce a destruição de uma vasta área de
habitat favorável para a fixação e dispersão de indivíduos, justificam um cenário de bastante apreensão quanto ao
futuro da espécie na área de estudo. Actualmente o único núcleo existente (Monsaraz-Azevel) está ameaçado pela
intensificação das actividades antropogénicas associadas ao EFMA, como a construção de estradas e pontes de que é
exemplo a nova ponte sobre a ribeira do Azevel.
LOCALIZAÇÃO: O gato-bravo mostrava estar bastante associado ao vale do Guadiana e aos seus afluentes,
seguindo uma distribuição que acompanhava as linhas de água. De facto, e sabendo que estas zonas são as que
ofereciam condições de abrigo e locais favoráveis à reprodução da espécie, o seu desaparecimento poderá implicar
também o do gato-bravo.
Com base no conhecimento agora disponível a espécie poderia então ser considerada como “Em Perigo” a nível
local. No entanto, e de acordo com o esquema conceptual de procedimento na atribuição de uma categoria à escala
regional (GARDENFORS et al submetido), ao tratar-se de uma espécie residente na área e relativamente à qual não se
conhece se é alvo ou não de imigração significativa o estatuto a considerar pode incorrer num processo de
“downgrading”, sendo mais correctamente aplicável a categoria de Vulnerável.
8.1.4. LINCE-IBÉRICO
O estatuto de conservação do lince Ibérico em Portugal é, desde 1990, o de espécie Em Perigo (SNPRCN 1990),
sendo o Vale do Guadiana um dos locais tradicionais de ocorrência do lince (ver Cap. 2 – Estado actual dos
conhecimentos). A vulnerabilidade desta espécie emblemática, autóctone da Península Ibérica, levou a que o Instituto
de Conservação da Natureza tenha vindo a investir consideravelmente na correcta avaliação do seu estatuto
populacional. Os resultados obtidos, apenas disponibilizados tardiamente (CEIA et al. 1998) e não incluindo todos os
dados disponíveis na actualidade, são indiciadores de um cenário de elevada preocupação, tanto a nível nacional como
local. Por este motivo, os dados complementares obtidos no decurso do esforço de monitorização levado a cabo no
âmbito deste projecto de monitorização são um importante contributo na referida avaliação.
TAMANHO POPULACIONAL, EXTENSÃO DE OCORRÊNCIA E ÁREA DE OCUPAÇÃO: A espécie
apresenta uma existência critica na área de estudo onde parece estar dependente de indivíduos em dispersão de áreas
naturais espanholas. O tamanho populacional é desconhecido mas poderá corresponder a indivíduos isolados em
dispersão, sendo a bacia do Ardila uma área de provável ocorrência de lince-Ibérico, como ficou demonstrado com a
descoberta do mais recente indício da espécie em Portugal.
DECLÍNIO CONTINUADO: A aparente estreita associação do lince ao vale do Guadiana (nomeadamente ao
troço que se situa entre Perdigão e Luz, à foz do Degebe e à ribeira de Alcarrache e Guadalim) resulta da baixa
adequabilidade do habitat em grande parte da área de estudo, onde predominam vastas áreas de estepe e montado
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________149
sem sub-coberto. As zonas de matagal e zonas florestadas com matos desenvolvidos, que conferem refúgio e
tranquilidade para a reprodução, estão muito pouco representadas e situam-se maioritariamente ao longo, ou na
proximidade das zonas rochosas do rio Guadiana e seus principais afluentes. Na zona de regolfo de Alqueva as áreas
mais conservadas e que correspondiam a habitats favoráveis para o lince-Ibérico situavam-se vales dos rios e ribeiras,
e onde se situava o núcleo populacional do Alcarrache-Guadalim (CEIA et al. 1998, LEITÃO 1998). Para além disso, o
facto de no decurso deste projecto se ter confirmado uma situação de aparente pré-extinção é indicador de uma
elevada vulnerabilidade da espécie às acções de desmatação/desarborização que certamente contribuíram para um
agravamento do declínio que se tem vindo a sentir ao longo dos anos.
FRAGMENTAÇÃO: Na área de regolfo, e com a finalização do empreendimento de Alqueva, o troço médio do
Vale do Guadiana (Pedrógão e Luz à foz do Degebe e à ribeira de Alcarrache e Guadalim) desaparece, bem como os
seus eixos de ligação (ribeira Ardila-Murtigão e ribeira Ardila-Toutalga) a áreas favoráveis e de ocorrência tradicional de
lince, como são o caso das serras da Adiça, Malpique e Preguiça onde foi confirmada a presença da espécie (SantosReis 2003, PEDROSO et al 2003), ficando ainda interrompidos corredores ecológicos importantes para o lince-Ibérico,
nomeadamente pela interrupção do corredor que liga a Malcata aos núcleos do Algarve (Caldeirão e Monchique) (CEIA
et al, 1998). Esta situação potencia ainda mais o nível de fragmentação populacional que se tem vindo a evidenciar ao
longo dos tempos.
LOCALIZAÇÃO: A maior especialização em termos de habitat (matagais mediterrânicos) e alimento (80% ou mais
das presas consumidas são coelho - PALMA 1977, CASTRO 1992) fazem do lince uma espécie bastante vulnerável.
Tendo este recurso sido fortemente afectado com as acções de desmatação/desarborização devido ao facto de estar
bastante associado ao vale do rio Guadiana e seus principais afluentes, onde se situavam as áreas de maior
abundância populacional de coelho-bravo. Para além disso, o lince é uma espécie que se caracteriza por um largo
período de dependência dos juvenis (7 a 10 meses) o que na prática implicou, e na hipótese remota da existência de
indivíduos reprodutores, o insucesso de descendências futuras da espécie na área afectada pelo EFMA. Fora da área
directa de influência da barragem de Alqueva, mas na área cartográfica do projecto referente à monitorização do lince, a
presença da espécie foi confirmada no complexo das serras calcárias Adiça-Ficalho-Malpique-Preguiça reforçando a
importância desta área no contexto nacional e ibérico. De facto, esta área tem um historial continuado de presença da
espécie sendo mesmo considerada no relatório elaborado pelo ICN sobre a situação populacional do lince-Ibérico como
um dos seus núcleos estáveis (Ceia et al. 1998) e de provável reprodução. Esta importância foi reforçada por se tratar
do único indício comprovado de lince-Ibérico nos últimos anos encontrado em Portugal e pelo facto de se tratar de uma
área com conexão a populações espanholas, o que lhe confere um papel importante numa recuperação natural do lince
em Portugal. A localização cada vez mais restrita da área de ocorrência do lince, tornam a espécie cada vez mais
vulnerável e cujo conjunto de indivíduos subsistentes é passível de ser afectada por uma ameaça única, como por
exemplo, desmatação integral de uma vasta área ou extinção local do coelho devido a um surto de mixomatose ou
febre hemorrágica viral.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________150
Tendo em conta a situação populacional claramente desfavorável do lince no contexto nacional (CEIA et al, 1998),
que, como foi possível comprovar, se reflecte igualmente na região em estudo, é de prever que a espécie dificilmente
recupere num futuro próximo dos impactes induzidos pela construção do empreendimento e que, a manterem-se os
níveis de abundância demonstrados no decuros do programa de monitorização levado a efeito, a situação da espécie
seja considerada como de Criticamente em Perigo (CR – “Critically Endangered” ). Pode mesmo afirmar-se que a
nível local o Empreendimento Fins Múltiplos de Alqueva poderá ter um papel decisivo para uma provável extinção da
espécie no Alentejo Central e em Portugal, caso se não se ponham em prática medidas de conservação imediatas para
recuperação dos habitats preferenciais da espécie e incremento da sua presa (coelho-bravo).
8.2. Avaliação de impactes previsíveis
Tendo por base a situação descrita relativamente ao conjunto de espécies alvo de monitorização na área de regolfo
de Alqueva e Pedrogão, e excluindo o lobo dada a sua condição de extinto a nível local, é possível avaliar os impactes
resultantes da fase de desmatação/desarborização, a médio (fase de enchimento) e longo prazo (caso não sejam,
tomadas medidas de gestão ambiental, enquadradas em programas de compensação).
Todas as espécies consideradas sofreram os efeitos dos referidos impactes, embora em maior ou menor grau e em
fases distintas. Assim, durante a fase correspondente ao período da desmatação/desarborização, o impacte foi
significativo sobre todas as espécies, embora por razões distintas conforme a seguir se descreve.
Relativamente ao toirão, a avaliar pelos resultados obtidos, a acção de desmatação/desarborização teve um
impacte bastante significativo, já que os habitats favoráveis para esta espécie desapareceram na área prevista para
inundação. De facto, considerando a sua associação com os ambientes ripários, verifica-se que 38% da área de
ocorrência na zona de influência directa do futuro regolfo de Alqueva inclui-se na área prevista para inundação à cota
152m, logo sujeite a desmatação/desarborização. Destacam-se em particular as zonas com maior número de
evidências da ocorrência da espécie, nomeadamente as que permitiram a delimitação dos três núcleos populacionais
principais, os quais sofreram consequentemente um impacte muito significativo. Estes impactes foram também
significativos pelo facto de o toirão se ter revelado dependente de linhas de água de maiores dimensões e de áreas de
matos, quer como fonte de recursos alimentares quer em termos de disponibilidade de refúgios. Assim, a associação do
toirão às zonas de matos parece ser devida à sua dependência pelo coelho-bravo, tanto através do seu consumo como
presa principal (MATOS et al. 2001) como pela utilização dos seus complexos de tocas para refúgio. Uma vez que é
nestes biótopos que as acções de desmatação foram mais frequentes e intensivas, o seu desaparecimento irá
influenciar ainda mais a já descontinuada ocorrência da espécie.
A lontra é reconhecidamente um mamífero anfíbio que depende estritamente das linhas e planos de água,
alimentando-se nas mesmas, refugiando-se e criando nas suas margens e defendendo territórios lineares cuja largura é
reduzida dada a sua menor aptidão para se deslocar em terra. Na área de estudo, estes constrangimentos foram
confirmados com os dados obtidos, nomeadamente através da inclusão da variável MATOS no modelo preditivo da
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________151
distribuição espacial da lontra (que evidencia a importância de coberto vegetal nas margens dos rios) e pelo registo de
indícios de reprodução em alturas diversas do ano. A desmatação/desarborização promoveu assim a destruição de
vastas áreas de habitats de utilização preferencial criando uma situação de elevada instabilidade populacional com a
necessidade de deslocamento de indivíduos para procura de outras áreas. Contudo, e tendo em conta a situação da
espécie no contexto nacional (TRINDADE et al. 1998) e regional (SANTOS-REIS et al. 2000, PEDROSO et al. 2003), há que
considerar que as áreas mais favoráveis para dispersão estão, muito provavelmente, ocupadas por outros indivíduos o
que representa uma dificuldade acrescida no estabelecimento dos novos territórios e uma situação de instabilidade nos
grupos familiares que, de outro modo, não seriam directamente afectados pelo Empreendimento de Fins Múltiplos de
Alqueva. É de salientar ainda que, apesar de a reprodução desta espécie poder ocorrer em qualquer altura do ano,
existe uma maior probabilidade desta ocorrer durante a Primavera, uma vez que é nesta época que existem melhores
condições de refúgio e maior disponibilidade de alimento. Assim, e segundo a revisão do plano de desmatação e
desarborização da albufeira de Alqueva, as áreas desmatadas durante os meses da Primavera (Março, Abril e Maio de
2001) poderão ter correspondido às alturas mais críticas para a espécie dada a condicionante da reprodução,
confirmada no local pela observação de juvenis e uma fêmea prenhe em Março. Estas áreas são o troço principal do
Guadiana junto à Estrela e à Ribeira do Zebro, áreas de presença regular da espécie e que foram classificadas com
elevado nível de adequabilidade para a lontra.
Embora talvez de uma forma menos expressiva que para o lince, conforme adiante mencionado, os impactes da
desmatação sobre o gato-bravo foram igualmente muito significativos. De facto, 78% da área de ocorrência (Fig. 76)
incluía-se na área inundável, logo sujeita a desmatação. Destacam-se em particular as zonas de utilização mais regular
(Bacia do Degebe, Monsaraz - Ribeira do Azevel e Bacia do Alcarrache-Guadalim) que, sofreram um impacte muito
significativo, levando ao desaparecimento dos núcleos populacionais da Bacia do Degebe e Bacia do AlcarracheGuadalim, dois dos três núcleos identificados. Na restante área de ocorrência a situação desta espécie é menos
precária por ser menos especialista que o lince em termos de habitat e de alimento, logo com mais potencialidades de
dispersão.
Já o lince, espécie tipicamente terrestre que habitualmente não se apresenta tão enfeudada aos vales dos rios e
ribeiras, apresenta no caso do núcleo populacional do Alcarrache-Guadalim, uma situação particular devido ao reduzido
efectivo populacional estimado e à disposição linear da mancha de ocupação sugerida por CEIA et al. (1998) e LEITÃO
(1998). Para além disso, o facto de no decurso deste projecto se ter confirmado uma situação de aparente pré-extinção
é indicador de uma elevada vulnerabilidade da espécie às acções de desmatação/desarborização. De facto, esta
aparente estreita associação do lince ao vale do Guadiana (nomeadamente ao troço que se situa entre Pedrógão e Luz,
à foz do Degebe e à ribeira de Alcarrache e Guadalim) resulta da baixa adequabilidade do habitat em grande parte da
área de estudo, onde predominam vastas áreas de estepe e montado sem sub-coberto (Fig. 86). As zonas de matagal e
zonas florestadas com matos desenvolvidos, que conferem refúgio e tranquilidade para a reprodução, estão muito
pouco representadas e situam-se maioritariamente ao longo, ou na proximidade dos vales (Fig. 86). Para além disso, o
lince é uma espécie que, apesar de ter um período de reprodução bem definido (cio em Janeiro/Fevereiro e 2 meses de
gestação), se caracteriza por já referido largo período de dependência dos juvenis o que inviabilizou a opção de colocar
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________152
constrangimentos temporais às acções de desmatação dado que o ciclo reprodutor ocupa praticamente todo o ciclo
anual.
Findo o processo de desmatação/desarborização deu-se início à fase de enchimento da albufeira e os impactes
gerados sobre o gato-bravo e o toirão, terão provocado situações de instabilidade populacional devido à redução de
habitats favoráveis, em termos de alimentação, refúgio e adequabilidade para a reprodução. Tendo em conta que as
áreas onde se encontram os núcleos populacionais mais importantes, tanto de toirão como de gato-bravo, foram
desmatadas e desarborizadas quase na sua totalidade, suspeita-se de um impacte muito significativo com consequente
extinção local nas áreas intervencionadas, o que se terá acentuado por não se terem assegurado medidas de
minimização/compensação que visassem promover a dispersão e fixação de indivíduos para áreas relativamente
próximas com adequabilidade para as referidas espécies.
A lontra foi significativamente afectada pela destruição dos locais de refúgio e por se ter verificado um
desfasamento temporal extenso entre as acções de desmatação e o enchimento da barragem. Enquanto se mantiver a
faixa desmatada acima do nível da água, a adequabilidade das linhas de água será muito reduzida, uma vez que não
haverá condições de refúgio para a lontra, quer nas margens da própria linha de água quer em áreas adjacentes. Para
além disso, existem as questões relativas à qualidade da água devido aos resíduos da desmatação e à alteração de
factores como o ensombramento, que vão certamente ter consequências na disponibilidade de presas, sobretudo de
peixes. O enchimento, ao contrário do sucedido relativamente ao toirão e gato-bravo, teve efeitos ainda mais
perturbadores do que a desmatação/desarborização, pois para além de as condições de refúgio serem inexistentes, a
capacidade de captura das presas por parte da lontra foi reduzida devido ao “efeito de diluição” das populações presa.
A situação mais problemática continua a ser a do lince dada a maior especialização em termos de habitat e
alimento (PALMA 1977, CASTRO 1992), sobretudo porque a desmatação teve consequências muito significativas na
população de coelho-bravo já que as áreas de maior abundância desta espécie se localizavam ao longo do vale do rio
Guadiana e seus principais afluentes (ver Cap. 6.2.1.) e foram as primeiras a sofrer o impacte das acções de
desmatação/desarborização. Este impacto foi agravado pelo facto de não se ter implementado, como foi proposto no
terceiro relatório de progresso (SANTOS-REIS et al. 2000), uma estratégia integrada que minimizasse o impacto sobre os
núcleos viáveis de coelho.
Na fase pós-enchimento da albufeira de Alqueva, com a regeneração das áreas de matos adjacentes e com a
diminuição da perturbação causada pelas acções de desmatação/desarborização, os impactes gerados sobre o toirão
consideram-se pouco significativos, tanto mais que se trata de uma espécie com elevado potencial reprodutor (ROGER
et al. 1988) e um aparente menor grau de especialização tanto ao nível do habitat como do alimento, comparativamente
com as restantes espécies-alvo. Apesar do enchimento ter sido determinante para a fragmentação/desaparecimento
dos principais núcleos populacionais, caso verificado em Monsaraz (onde mesmo após a desmatação a espécie
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________153
continuou a ocorrer, possivelmente devido à elevada disponibilidade de presas, mas cujo o enchimento e consequente
submersão da área obrigou os indivíduos a deslocarem-se), prevê-se que esta espécie recupere, utilizando os habitats
favoráveis adjacentes à albufeira, ainda que dependendo da protecção conferida pela vegetação das margens.
Dada a situação favorável da lontra na globalidade da área de estudo, é previsível que a longo prazo a espécie
repovoe a albufeira e torne a estabilizar a sua densidade populacional, embora previsivelmente numa densidade
inferior, resultado da redução da capacidade de suporte após a implementação da albufeira. Esta diminuição da
capacidade de suporte resulta da diminuição da área de território com habitat adequado. Segundo o modelo preditivo,
as melhores áreas para a lontra localizavam-se na área inundada; grande parte do perímetro da albufeira não apresenta
condições de refúgio; e a presente massa de água torna mais difícil a captura de presas pois a análise dos resultados
das frequências numéricas dos itens da alimentação da lontra indica que os itens mais frequentemente consumidos são
os mais vulneráveis nos distintos períodos, permitindo verificar a ideia de que não é unicamente a quantidade de presas
disponíveis o factor determinante na escolha do item da alimentação, mais sim a vulnerabilidade destas presas face à
estratégia de predação da lontra (CALLEJO & DELIBES, 1987). Assim, à partida, e segundo os resultados deste projecto,
o tipo de habitat gerado pela construção da barragem é menos adequado (do ponto de vista de preferências) para a
lontra do que o que existia na fase de pré-desmatação/desarborização, sendo expectável que o efectivo populacional
nas zonas adjacentes à zona inundável actue como um factor de pressão e leve à ocupação deste habitat sub-óptimo, à
semelhança do observado em outras áreas da distribuição da espécie no contexto nacional (PEDROSO 1997; SALES-LUÍS
1998). Para esta situação se verificar vai ser determinante a disponibilidade de presas, dependente da existência de
habitats adequados como linhas de água com vegetação e pontos de água como pequenos reservatórios ou charcas
com capacidade de suportar populações de peixes, lagostins e anfíbios. É de esperar que com o crescimento da massa
de água da albufeira, as comunidades de espécies exóticas como a perca-sol ou o lagostim acompanhem esse
crescimento, o que é bastante preocupante em termos ecológicos mas poderá contribuir para a manutenção de
populações de lontra na região, tendo sido demonstrado noutros locais que a espécie pode subsistir quase
exclusivamente com base em presas exóticas (PEDROSO 1997). No entanto, mais uma vez este facto constitui uma
situação de compromisso de adaptação pela lontra pois, pelo que se verificou na abordagem à dieta neste projecto e
noutros trabalhos (e.g. CLAVERO & PRENDA 2002), devido à biomassa correspondente a espécies autóctones como os
barbos e as bogas, estas são preferencialmente predadas comparativamente com espécies exóticas como a perca-sol e
o achigã. Salienta-se assim a importância da lontra no controle das populações de exóticas na comunidade aquática,
especialmente o lagostim, o que tem benefícios ao nível das comunidades de anfíbios e peixes.
Não considerando a aplicação de quaisquer medidas de gestão ambiental que visem a compensação dos impactes
gerados, e uma vez que as medidas de minimização previstas não foram na sua maioria concretizadas, a situação do
gato-bravo afigura-se mais comprometida a longo prazo devido à sua, já referida, distribuição, aparentemente
restringida ao vale do Guadiana, e às reduzidas possibilidades de expansão para áreas adjacentes às que ocupavam
antes do processo de desmatação/desarborização. Esta situação é mais gravosa na margem esquerda do Guadiana,
onde a percentagem de área desfavorável é muito superior (Fig. 67). Na margem direita o maior constrangimento é a
fragmentação das áreas de habitat favorável e a dimensão das manchas residuais. A não serem efectivas as medidas
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________154
de compensação preconizadas a situação do gato-bravo a longo prazo apresenta-se como muito precária, já que os
núcleos principais, logo aqueles que deveriam representar pólos de dispersão, terão desaparecido.
Finalmente no que se refere ao lince, não tendo sido possível confirmar a tipologia da mancha de distribuição
assinalada por CEIA et al. (1998) e LEITÃO (1998) e a não serem tomadas medidas de gestão, o futuro previsível será a
extinção local efectiva. Esta situação tem consequências não só na viabilidade da já reduzida população do vale do
Guadiana, que engloba outros três núcleos (Barrancos, Serra da Adiça e Chança Internacional), apesar da
comprovação da ocorrência actual da espécie, mas também no contexto nacional, nomeadamente no que se refere às
duas outras metapopulações mais próximas (S. Mamede e Algarve-Odemira), já que vai contribuir para um risco de
extinção acrescido no contexto nacional.
Em resumo, todas as espécies alvo sofreram impactes muito negativos a curto-prazo (fase de
desmatação/desarborização), impactes estes que se mantiveram a médio-prazo (fase de enchimento); a longo prazo
(fase pós-enchimento), e considerando um cenário de não aplicação das medidas de gestão ambiental preconizadas,
prevê-se a recuperação parcial da lontra e toirão e um agravamento da situação do gato-bravo e do lince que, no caso
deste último, pode significar mesmo a extinção local (Tabela 29).
Tabela 29 – Impactes a curto, médio e longo prazo da implementação da barragem de Alqueva nas espécies alvo.
Curto
(desmatação)
Médio
(após enchimento)
Longo
(sem gestão do habitat)
Gato-Bravo
Toirão
Destruição de abrigo e
refúgio
Lontra
Destruição de abrigo
e refúgio
Lince
Destruição da área do
núcleo do Guadiana
Extinção local
Muito Significativo
Desaparecimento do
núcleo do Guadiana
Significativo
Pouco Significativo
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________155
Destruição total de
refúgio
8.3 Medidas de minimização/compensação de impactes
8.3.1. Medidas relativas ao plano de desmatação / desarborização
No que diz respeito às medidas relativas ao plano de desmatação/desarborização já anteriormente preconizadas
até à cota de enchimento 139, verificou-se que algumas das propostas, nomeadamente sentido/direcção e ordem nos
trabalhos de desmatação/desarborização, visando minimizar os impactes gerados com esta actividade não foram
postas em prática (PEDROSO et al. 2003). Estas recomendações tiveram como objectivo principal assegurar as vias de
dispersão dos indivíduos para áreas mais favoráveis, e consequentemente uma maior probabilidade de fixação dos
animais em fuga, inserindo-se num quadro de minimização de impactes gerados a curto-prazo com o processo de
desmatação/desarborização. Assim, a sua não aplicabilidade condicionou o efeito de minimização de impactes, dando
origem a um cenário de reforço dos estragos ambientais. A exemplificar esta situação é de referir o exemplar de gatobravo encontrado atropelado numa área de habitat desfavorável, provavelmente em fuga em consequência do processo
de desmatação/desarborização não ter respeitado as condicionantes espaciais e temporais para os sub-blocos do
Degebe, bem como o sentido de progressão dos trabalhos.
Numa análise à paisagem da área cartográfica do regolfo de Alqueva, nomeadamente à ocupação do solo, verificase que o vale do Rio Guadiana e os seus tributários eram as zonas onde a estrutura da vegetação se encontrava num
estado mais próximo do original e com um melhor grau de preservação, quer pela diversidade de espécies, quer pela
idade dos povoamentos vegetais. De facto, as áreas de montado com subcoberto, zambujeiros (olival selvagem),
vegetação ripícola, matos e matagais situavam-se precisamente ao longo do rio Guadiana e dos seus afluentes. A
existência destes habitats é condição essencial para a presença de um conjunto de espécies de conservação prioritária
e com elevados requisitos ecológicos, como o toirão, o gato-bravo e o lince-Ibérico, que os utilizam como zonas de
abrigo, reprodução e alimentação. Ao contrário, as zonas situadas nos planaltos e a níveis de altitude superiores, ou
seja acima da cota de enchimento de 152m, estão bastante intervencionadas, não apresentando condições ecológicas
para a manutenção das espécies acima referidas. É de salientar que algumas zonas de vales mais encaixados,
geralmente associados a linhas de água onde a vegetação estava bem preservada, funcionavam como potenciais
corredores de ligação entre áreas de habitat favorável, e consequentemente como vias de dispersão de indivíduos.
Deste modo, a desmatação/desarborização até à cota 152m, significou:
a) Quebra de corredores ecológicos e impedimento da dispersão de indivíduos;
b) Fragmentação do habitat;
c) Destruição da maior parte das áreas de habitats favoráveis para espécies ameaçadas, como o toirão, o gato-bravo
e o lince-Ibérico, e das áreas de galerias ripícolas para a lontra;
d) Isolamento ou desaparecimento dos núcleos populacionais de toirão e gato-bravo;
e) Quebra na dinâmica das populações de gato-bravo a nível regional, com consequências negativas para o “pool”
genético global da metapopulação nacional e ibérica da espécie;
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________156
f)
Destruição de núcleos populacionais de coelho-bravo, espécie-chave dos ecossistemas mediterrânicos, e presa
base na dieta de gato-bravo e lince-Ibérico;
g) Perturbação, ao nível populacional, da lontra com aumento da pressão sobre os territórios existentes em redor da
área sujeita a inundação.
Dada a impossibilidade de repor, a curto / médio prazo, os povoamentos vegetais acima referidos e, tendo em
conta que as exigências ecológicas das espécies em causa não são compatíveis com tempos de espera prolongados, a
desmatação e desarborização até à cota 152m e 150m respectivamente, poderá ter significado o desaparecimento,
como consequência da destruição de parte significativa dos seus habitats de ocorrência, do gato-bravo e do lince na
área de influência directa do regolfo de Alqueva.
8.3.2. Medidas relativas à fase pós-desmatação/desarborização
8.3.2.1. Medidas de intervenção directa
Por medidas de intervenção directa entendiam-se as operações de salvamento de indivíduos que no decurso
do processo de enchimento ficaram retidos em manchas residuais de habitat favorável (e.g. as ilhas) que, pelas
dimensões exíguas em termos dos requisitos das diferentes espécies em consideração, não assegurassem a sua
viabilidade futura.
O plano de desmatação/desarborização, que careceu de um planeamento eficaz nomeadamente no que se refere à
articulação com as equipas a desenvolver trabalhos de campo, tornou praticamente inviáveis quaisquer operações de
salvamento na fase pré-desmatação/desarborização. Por outro lado era também pouco previsível a captura de
indivíduos durante o processo de desmatação/desarborização, tanto mais que falamos de animais com capacidade de
fuga elevada e muito atentos aos factores de perturbação externa (e.g. ruído). Contudo, há que ter em consideração
que a maior parte das espécies em causa têm actividade maioritariamente nocturna estando o seu metabolismo diurno
bastante reduzido, facto este que influencia significativamente a capacidade de reacção, fundamental em situações
extremas. Tendo em conta esta situação foi apresentada à EDIA, S.A. uma estratégia de actuação, devidamente
fundamentada (ver Anexo X), que contemplava a criação de uma unidade móvel dotada de todas as condições técnicas
e logísticas necessárias para fazer frente a situações de emergência. A referida proposta não recebeu parecer positivo
por parte do Conselho de Administração da EDIA, S.A. que considerou já estarem reunidas as condições necessárias e
suficientes para avançar com a referida unidade sob a coordenação do Núcleo de Património Natural da EDIA, S.A..
Perante esta determinação, e por considerar que a contraproposta não era exequível, a coordenadora da equipa
responsável pelo desenvolvimento de estudos e monitorização de mamíferos carnívoros na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva, decidiu não assumir a responsabilidade de tal projecto.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________157
Relativamente às operações de captura e translocação de coelhos foi, e à semelhança do referido relativamente ao
salvamento de carnívoros, apresentada uma proposta à EDIA, S.A., devidamente fundamentada (ver Anexo XI). Na
sequência desta proposta estava previsto que o esforço de captura fosse concentrado numa zona sujeita a impactes
significativos (troço do vale do Guadiana entre Mourão e a zona a sul da foz da ribeira do Zebro) e que os indivíduos
fossem translocados para áreas que apresentassem habitat mais favorável, nomeadamente devido à existência de
maiores manchas de montado denso e matos, e que fossem de importância prioritária para a manutenção de
populações viáveis das espécies-alvo. Também à semelhança do sucedido anteriormente, no que se referiu à criação
de uma unidade móvel de salvamento, a proposta apresentada foi recusada pelo Conselho de administração da EDIA
S.A., por questões monetárias ainda que tivesse sido reconhecida a sua qualidade técnica.
8.3.2.2. Medidas de gestão ambiental
Finalmente as medidas de gestão ambiental, fundamentais como forma de compensação dos impactes gerados,
dizem respeito, por um lado à recuperação e conservação adequada dos habitats na área de envolvência da futura
albufeira sobretudo daqueles com maior potencialidade para albergar as espécies-alvo e, por outro, a um plano de
recuperação das populações de coelho-bravo na área não inundada, visto tratar-se de uma espécie-chave.
8.3.2.2.1. Recuperação / conservação de habitats
Com a finalização do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva e Pedrógão o troço médio do vale do
Guadiana (Pedrógão e Luz à foz do Degebe e à ribeira de Alcarrache e Guadalim) ficou desnaturalizado, bem como os
seus eixos de ligação (ribeira Ardila-Murtigão e ribeira Ardila-Toutalga) a áreas favoráveis e de ocorrência tradicional de
lince, como são o caso das serras da Adiça, Malpique, Preguiça e Ficalho onde foi detectado um excremento positivo
de lince (PEDROSO et al 2003), ficando ainda interrompidos corredores ecológicos importantes para o lince-Ibérico e
gato-bravo, nomeadamente pela interrupção do corredor que liga a Malcata aos núcleos do Algarve (Caldeirão e
Monchique) (CEIA et al, 1998). Na fase pré-desmatação/desarborização existia um contínuo de habitats favoráveis em
ambas as margens do rio Guadiana o que permitia o fluxo de indivíduos de várias espécies de carnívoros,
nomeadamente o gato-bravo, entre as duas margens do rio, possibilitando a troca de indivíduos entre núcleos
populacionais das duas margens. Por outro lado, muitos habitats importantes para as comunidades de carnívoros, tais
como galerias ripícolas, montados, zonas rupícolas e matagais desapareceram. Estes habitats, de que se destacam os
existentes nos vales das ribeiras do Lucefecit, Alcarrache, Álamo, Guadalim, Azevel, Degebe, Pardais e Zebro,
desempenhavam o papel de corredores de dispersão bem como representavam locais de reprodução e abrigo
contribuindo para a diversidade de espécies presentes a nível regional.
No que diz respeito à recuperação dos habitats é assim de realçar a necessidade de criar corredores entre
manchas de habitat favorável, próximas e que permaneçam inalteradas. Trata-se de uma medida que carece de uma
actuação rápida, pela morosidade que envolve a manipulação dos habitats. A articulação das medidas de recuperação
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________158
dos habitats e repovoamento de coelho-bravo é fundamental para o sucesso desta medida de gestão ambiental. Na
definição dos corredores há que ter particularmente em linha de conta a estrutura metapopulacional dos núcleos de
lince, nomeadamente nas ligações às áreas de distribuição em Espanha (Fig. 92), sugerindo-se como fundamental um
contacto estreito com o Instituto de Conservação da Natureza, entidade que tem tido a seu cargo o estudo deste
felídeo, classificado pela União Internacional para a Conservação da Natureza (UICN) o mais ameaçado a nível mundial
(NOWELL & JACKSON 1996).
Troço de continuidade da distribuição de lince-Ibérico no Sítio Moura-Barrancos
Figura 92 - Distribuição em Espanha do lince-Ibérico (segundo PALOMO & GISBERT 2002)
Ao nível das intervenções é fundamental a recuperação do contínuo ecológico, sendo de vital importância garantir a
existência de vegetação ripícola bem conservada e não fragmentada. É de referir que as ribeiras da Toutalga, Murtigão,
Ardila são elos fundamentais de conexão, no Sítio Moura-Barrancos, entre os vários tipos de habitats, podendo
funcionar como corredores para um vasto número de espécies, de onde se destaca o lince-Ibérico (Fig. 92). Por outro
lado, ao longo das ribeiras acima referidas deverão existir zonas tampão (faixas de protecção) que permitam sustentar
possíveis impactes sobre a vegetação ripícola, de que é exemplo a pastorícia intensiva e o seu acesso desordenado às
linhas de água. Uma galeria ripícola bem conservada potencia um aumento da diversidade de presas, refúgios e locais
de reprodução para a comunidade de mamíferos carnívoros.
As áreas de matos climax do complexo de serras Adiça-Malpique-Preguiça-Ficalho deverão ser ligadas entre si,
reduzindo assim os efeitos de fragmentação que estes habitats actualmente enfrentam. Uma medida seria a criação de
pequenas manchas de subcoberto arbustivo nas áreas de olival explorado, formando faixas de conexão entre áreas de
matos climax. A recuperação do subcoberto arbustivo é igualmente uma medida a implementar em algumas áreas de
montado sem subcoberto, permitindo a sua regeneração natural, o aumento do número e diversidade de presas
(micromamíferos e coelho-bravo), bem como de locais de refúgio para a restante comunidade de mamíferos.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________159
Assim, sugerem-se 3 grandes áreas para serem intervencionadas, sendo para cada uma apresentada a justificação
da importância da intervenção, indicadas as espécies-alvo a serem favorecidas com esta medida de actuação, descrito
o tipo de intervenção sugerido e feito o enquadramento à luz do PMC1:
•
área envolvente ao regolfo da barragem de Alqueva
•
zona de transição entre a área de regolfo e a ZEC Moura / Barrancos
•
área da ZEC Moura / Barrancos
1 ) ÁREA ENVOLVENTE AO REGOLFO DA BARRAGEM DE ALQUEVA
As zonas ripícolas, por se tratarem de habitats bem conservados e geralmente associados a uma grande
diversidade biológica, nomeadamente como consequência do elevado número de espécies vegetais que as compõem,
permitem uma maior densidade e diversidade de presas e uma maior disponibilidade de locais de abrigo, sendo
naturalmente áreas de elevada adequabilidade para mamíferos ameaçados de que são exemplo as espécies alvo deste
projecto de monitorização. Por outro lado, a vegetação estruturada em galerias ripícolas funciona como corredores de
ligação a áreas adjacentes de habitat favorável para as espécies alvo, assumindo um papel relevante em zonas onde a
fragmentação dos habitats é elevada. Tendo em conta a dimensão da intervenção de Alqueva, bem como o curto
espaço de tempo em que ela decorreu, muitas espécies não tiveram tempo de se adaptar à nova realidade. Neste
quadro pós Alqueva as linhas de água veêm reforçada a sua importância ecológica, sendo a sua recuperação e
conservação uma das principais intervenções na minimização/compensação dos impactes de Alqueva.
Ribeiras que devem ser alvo de recuperação:
A - RIBEIRA DO LUCEFECIT
Justificação da importância da intervenção
A ribeira do Lucefecit tinha ao longo do seu percurso uma galeria ripícola bastante bem preservada. A sua
complexa estrutura permitia que fosse um habitat com bastante diversidade biológica e onde os mamíferos carnívoros
encontravam alimento e abrigo antes da desmatação/desarborização. Por outro lado esta ribeira servia de elo de
ligação natural entre a serra d’ Ossa e o vale do Guadiana, elo este que ficou interrompido com o empreendimento de
Alqueva. Embora, por consequência do empreendimento atrás referido, a estrutura de galeria da ribeira do Lucefecit
seja de impossível reposição tal como existia, é possível plantar nas margens da albufeira vegetação ripícola (Fig. 93).
Por outro lado deverão ser mantidos e conservados os troços ainda bem preservados fora da área de intervenção do
EFMA. Com o desaparecimento do núcleo de gato-bravo “Degebe-Guadiana” da margem direita da albufeira, o único
núcleo ainda existente “Monsaraz-Azevel” passou a ficar numa preocupante situação de isolamento, daí a necessidade
da criação de corredores a outras áreas favoráveis para a espécie. Uma das zonas com maior potencial é a Serra d’
Ossa. Esta área situa-se a cerca de 25 Km a Norte da área de estudo dispondo a sua vertente Sul de habitats
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________160
favoráveis para o gato-bravo. A ligação entre estas poderia ser criada e/ou consolidada através da recuperação de
habitats associados ás ribeiras de Lucefecit e Azevel.
Figura 93 – Ribeira do Lucefecit pós-enchimento da albufeira de Alqueva e pressão de pastorícia, respectivamente.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para a lontra, toirão e o gato-bravo. Tal
deve-se á disponibilidade de recursos em termos de alimentos e locais de abrigo para a fauna de mamíferos carnívoros.
No caso da lontra e do toirão esta medida servirá para compensar a área destruida de vegetação ripícola e permitirá
incrementar os locais de abrigo e reprodução para estes dois mustelídeos. Já no que se refere ao gato-bravo a ribeira
do Lucefecit assume um papel importante como estrutura natural de ligação entre áreas favoráveis.
Tipo de intervenção
Recuperação dos troços degradados promovendo o seu adensamento através da reposição de espécies ripícolas
presentes nos troços bem preservados, optando essencialmente por espécies arbustivas de crescimento mais rápido:
salgueiro Salix sp.; tamujo Securinega tintorea; aloendro Nerium oleander; ulmeiro Ulmus minor; tamargueira
Tamarix africama; pilriteiro Crataegus monogyna; catapereiro Pyrus bourgeana. Estas são espécies autóctones da
área do EFMA e que podem mais rapidamente estabelecer povoamentos vegetais que estruturalmente forneçam
condições de abrigo e reprodução para a comunidade de mamíferos carnívoros. No entanto, algumas destas espécies
têm diferentes exigências e potencial adaptativo e estas carcaterísticas deverão ser consideradas nas futuras acções de
reflorestação. Exemplos desta situação são o tamujo (zonas de afloramentos rochosos, solos espessos e pedregosos,
suporta bem as flutuações dos níveis de água e as cheias), o aloendro (solos espessos e pedregosos, periferia de
silvados); os silvados (nas zonas de areal são a melhor solução), e os salgueiros (serve de protecção e suporta a
oscilação do nível da água).
Simultaneamente dever-se-á reflorestar com espécies de crescimento mais lento, mas que façam a transição entre
a vegetação arbustiva e arbórea. As espécies a utilizar nestes povoamentos deverão ser catapereiro (nos troços
ladeados por montados), ulmeiro (é equivalente ao salgueiro em estrutura mas de crescimento intermédio entre este e
o freixo Fraxinus angustifolia), pilriteiro (zonas húmidas e sombrias de galeria ripícola, espécie complemento para a
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________161
estruturação de galeria). No que diz respeito às espécies de crescimento lento de porte arbóreo a reflorestação deverá
ser efectuada paralelamente ao de espécies de desenvolvimento mais rápido acima descritas, sendo a espécie alvo de
reflorestação o freixo. Esta espécie garante a estrutura vertical da vegetação junto à linha de água e permite que os
buracos que forma no seu tronco, numa fase mais avançado do seu desenvolvimento, sirvam de local de abrigo e
reprodução para as espécies de mamíferos carnívoros com aptidão trepadora, de que é exemplo o gato-bravo. Por
outro lado, será necessário criar uma zona tampão ao longo de toda a ribeira, com uma largura aproximada de 50 m e
composta por mato e matagais,com particular relevância para os zambujeiro Olea europaea var. silvestris, aroeira
Pistacia lentiscus, carrasco Quercus coccifera, e medronheiro Arbutus unedo, dado que a sua estrutura e frutos são
muito importantes para a comunidade de mamíferos carnívoros e presas associadas (coelho-bravo. Estas espécies
deverão ser acompanhadas por outras (e.g.: tojo Ulex sp, giestas Genista sp.) de modo a incrementar a sua diversidade
(Fig. 94). A dimensão da zona tampão tem como objectivos a adequabilidade da área para a comunidade de mamíferos
carnívoros, a protecção da vegetação ripícola e a melhoria da qualidade da água (MACDONALD et al. 2004).
Localização geográfica
N
267000
268000
269000
270000
271000
272000
273000
274000
275000
182000
182000
181000
181000
180000
180000
179000
179000
178000
178000
177000
177000
176000
176000
267000
268000
269000
Troço do Lucefecit para recuperação
Zona tampão com matos
270000
271000
272000
273000
274000
0
275000
2
km
Figura 94 – Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Lucefecit.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________162
Enquadramento no PMC1
PC1.2. Reflorestação Ribeirinha
PIC5. Áreas Classificadas na Região de Guadiana/Alqueva
B - RIBEIRA DO AZEVEL
Dada a proximidade e similaridade entre esta ribeira e a do Lucefecit, a sua importância em termos de intervenção
é semelhante, como é visivél através das características patentes na figura 95.
Figura 95 – Estrutura típica da ribeira de Azevel.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para o gato-bravo que tem nesta região o
único núcleo actualmente conhecido na envolvente à área de regolfo (ver 7.3.2.1.), bem como para a lontra, que tinha
na Ribeira de Azevel os maiores índices de IQA, para além do modelo indicar esta zona como uma das de maior
adequabilidade de habitat para a espécie (ver 7.2.2.1.). Para além destes factores, note-se que está prevista a criação
de uma zona húmida na ribeira do Azevel, pelo que mais importante se torna a existência de vegetação ripicola a
acompanhar a implementação desta zona, por forma a promover condições de refúgio para a lontra, numa zona que
será de eventual atracção para esta espécie em termos de alimento.
Tipo de intervenção semelhante ao descrito para a ribeira do Lucefécit. (Fig. 96).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________163
N
265000
266000
267000
268000
269000
270000
271000
272000
273000
274000
171000
171000
170000
170000
169000
169000
168000
168000
167000
167000
166000
166000
165000
165000
164000
164000
265000
266000
267000
268000
Troço do Azevel para recuperação
269000
270000
271000
272000
273000
0
274000
2
km
Zonas húmidas proposta pela EDIA
Figura 96 - Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Azevel.
PC5.1. Regeneração de Matos Mediterrânicos
C - RIO DEGEBE
O rio Degebe tinha ao longo do seu percurso zonas rupícolas e vegetação ripícola bastante bem preservada, a que
estavam associados azinhais reliquiais. Esta sua estrutura permitia que fosse um habitat com bastante diversidade
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________164
biológica (considerado um dos hotspots de diversidade a nível regional) e onde os mamíferos carnívoros encontram
alimento e abrigo, nos troços não intervencionados que ainda restam. De modo a compensar os efeitos do
desaparecimento da envolvente de habitats na rio do Degebe, as margens da albufeira nos locais onde outrora este rio
corria deverão ser povoadas com vegetação ripícola, tal como foi referido oportunamente para a ribeira do Lucefecit.
Por sua vez a vegetação ripícola deverá estar protegida, em cada uma das margens da albufeira, por zonas tampão
compostas por matos e bosque mediterrânico (Fig. 97) e deverão ser mantidos e conservados os troços ainda bem
preservados fora do EFMA.
Figura 97 – Estrutura típica do rio Degebe na fase pré-desmatação/enchimento.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para o gato-bravo e toirão, que numa fase
de pré–desmatação/desarborização/enchimento aqui tinham núcleos populacionais importantes. No caso da lontra, esta
recuperação é importante, não só pelo facto de alguns troços do Degebe terem, sido classificados com elevada
adequabilidade de habitat antes da desmatação, mas também pelo o desaparecimento da ribeira da Amieira (uma das
linhas de água com maior uso/importância para a lontra).
Idêntica ao descrito para a ribeira do Azevel (Fig. 98).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________165
N
235000
237500
240000
242500
245000
247500
250000
252500
255000
257500
260000
262500
160000
160000
157500
157500
155000
155000
152500
152500
150000
150000
147500
147500
145000
145000
142500
142500
140000
140000
235000
237500
240000
242500
Troço do Degebe para recuperação
245000
247500
250000
252500
255000
257500
0
260000
262500
2
km
Figura 98 - Localização e dimensão da intervenção no rio Degebe.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________166
Ribeiras que devem ser alvo de conservação:
D - RIBEIRA DE PARDAIS
A ribeira de Pardais é exemplo de uma das melhor preservadas galerias ripícolas na área de intervenção do EFMA
(Fig. 99), razão pela qual devem ser feitos esforços no sentido da sua preservação.
Figura 99 – Galeria ripícola numa das margem da Ribeira de Pardais.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para a lontra e o toirão. No caso do toirão
por esta ribeira mostrar ser uma área importante e onde foi capturado o único indíviduo desta espécie. Para a lontra a
recuperação de estruturas ripícolas é uma medida fundamental para compensar a destruição dos seus locais de
reprodução e abrigo com a construção da albufeira de Alqueva.
Aplicação de medidas que reduzam o impacte dos factores de ameaça actuantes (gado, desmatações, poluição) na
linha de água e criação de zona tampão ao longo de toda a ribeira, com a largura de 50m e composta por matos e
matagais. Sugere-se, à semelhança do referido para as ribeiras alvo de acções de recuperação, a utilização de
espécies como o zambujeiro, a aroeira, o carrasco e o medronheiro dado que a sua estrutura e frutos são muito
importantes para a comunidade de mamíferos carnívoros e presas associadas (coelho-bravo) (Fig. 100).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________167
N
266000
267000
268000
269000
270000
271000
272000
273000
274000
275000
196000
196000
195000
195000
194000
194000
193000
193000
192000
192000
191000
191000
190000
190000
266000
267000
268000
269000
Troço da Ribeira de Pardais para Conservação
270000
271000
272000
0
273000
274000
275000
2 Km
Figura 100 - Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Pardais.
E - RIBEIRA DO GUADALIM
A ribeira do Guadalim (Fig. 101) insere-se numa área de transição entre zonas favoráveis para lontra e toirão, quer
por atravessar habitats desfavoráveis (áreas estepárias) para estas duas espécies, proporcionando locais de abrigo e
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________168
refúgio. No caso do toirão, e pelo facto de ao longo desta ribeira existir alguma abundância de coelho-bravo, a sua
importância vê-se reforçada. È de recordar ainda que esta ribeira integrava-se no “sistema” Alcarrache e Guadalim
referenciado como local de ocorrência de lince-Ibérico (CEIA 1998).
Figura 101 – Ribeira deGuadalim.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para a lontra (grande parte da Ribeira de
Guadalim foi classificada como área de habitat altamente adequado) e o toirão (devido á estrutura pedregosa da ribeira
e à abundância de coelho-bravo). Por outro lado, esta ribeira percorre uma extensão considerável de estepe (habitat
desfavorável para ambas as espécies), o que a torna um elemento da paisagem de elevada importância como abrigo e
elo de ligação entre habitats favoráveis.
Sugere-se uma intervenção idêntica à descrita para a ribeira de Pardais (Fig.102).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________169
N
275000
276000
277000
278000
279000
280000
281000
282000
283000
284000
152000
152000
151000
151000
150000
150000
149000
149000
148000
148000
147000
147000
146000
146000
275000
276000
277000
278000
279000
Troço da Ribeira de Guadalim para Conservação
280000
281000
282000
0
283000
284000
2
Km
Figura 102 - Localização e dimensão da intervenção na ribeira deGuadalim.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________170
2) ZONA DE TRANSIÇÃO ENTRE A ÁREA DE REGOLFO E A ZEC MOURA / BARRANCOS
F - RIO ARDILA (TROÇO DE LIGAÇÃO GUADIANA/ SÍTIO MOURA - BARRANCOS)
O troço do rio Ardila entre o rio Guadiana e a ribeira da Toutalga caracteriza-se por alternar zonas ripícolas com
rupícolas. As primeiras situam-se na proximidade da foz e as segundas já na proximidade da ribeira da Toutalga. Este
troço do rio Ardila irá ser profundamente afectado com a albufeira de Pedrógão, não só porque ficará interrompida a sua
ligação ao Guadiana com também será submersa uma faixa de vegetação/galeria ripícola significativa. Torna-se assim
necessário compensar as alterações profundas que este troço do Ardila irá sofrer com Pedrógão, não só pelo seu papel
na continuidade ecológica como também para a recuperação dos habitats destruídos (Fig. 103).
Figura 103– Estrutura típica da ribeira do Ardila perto da foz (zona de contacto com o Guadiana)
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para a lontra e o gato-bravo. No caso da
lontra esta medida é uma forma de disponibilizar abrigos e locais de reprodução num troço de rio (Guadiana e Ardila
que irão ser afectados com a albufeira de Pedrógão.Para o gato-bravo esta é uma área de ligação entre possiveis
populações da serra Mendro/Portel e a as populações existentes na Bacia do rio Ardila.
Sugere-se uma intervenção idêntica à descrita para a ribeira do Degebe (Fig.104).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________171
N
256000
258000
260000
262000
264000
266000
268000
270000
272000
274000
140000
140000
138000
138000
136000
136000
134000
134000
132000
132000
130000
130000
256000
258000
260000
262000
264000
Troço do Ardila para conservação
266000
268000
270000
0
272000
274000
4
Km
Figura 104 - Localização e dimensão da intervenção no Rio Ardila.
PIC6. Sítios Rede Natura 2000
3) ÁREA DA ZEC MOURA / BARRANCOS
O sítio Moura-Barrancos é limitado a Norte pelo Rio Ardila e a Sul pelas Serras Adiça, Malpique e Ficalho, em
estreita ligação com o troço ocidental da Serra Morena situada em Espanha. Á semelhança no referido para a área
envolvente ao regolfo de Alqueva são novamente as galerias ripícolas o principal alvo das acções de recuperação /
conservação de habitats.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________172
G - RIO ARDILA
O vale do Rio Ardila é o mais encaixado desta área, observando-se uma alternância de matos com áreas abertas,
onde predominam as zonas rupícolas (Fig. 105). Para manter uma linha de continuidade ecológica no rio Ardila será
necessário recuperar zonas degradadas e garantir a conservação dos troços bem conservados. Por outro lado é
fundamental a criação de uma faixa tampão ao longo do seu percurso, que tenha como objectivo a manutenção do
contínuo ecológico e a recuperação das áreas de matos e matagais da região.
Figura 105 – Estrutura típica do rio Ardila no Sítio Moura-Barrancos
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância o gato-bravo e lince, já que esta ribeira é um
dos elos naturais mais estruturantes numa das áreas mais importantes para a conservação dio lince a nível regional e
nacional (CEIA et al. 1998). No caso do gato-bravo por ser um corredor natural de ligação entre áreas favoráveis das
serras do Mendro e Portel e a Bacia do Ardila/Sítio Moura-Barrancos.
Sugere-se uma intervenção do tipo da sugerida para o rio Degebe (Fig.106).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________173
N
275000
280000
285000
290000
295000
300000
305000
140000
140000
135000
135000
130000
130000
275000
280000
285000
Troço do Ardila para conservação
290000
295000
300000
0
305000
4
Km
Figura 106 - Localização e dimensão da intervenção no rio Ardila.
H - RIBEIRA DE TOUTALGA
A ribeira da Toutalga é um elo de ligação bastante importante entre o rio Ardila e as serras da Adiça-MalpiquePreguiça-Ficalho e, também, pela proximidade às áreas fronteiriças espanholas. Por outro lado, em alguns dos seus
troços esta linha de água atravessa áreas de regadio tornando a galeria presente nas suas margens importante por
permitir o deslocamento de elementos da comunidade de mamíferos (Fig.107). No entanto, uma parte do seu percurso,
com cerca de 3,6Km encontra-se totalmente degradado, traduzindo a ausência de vegetação um cenário de
desertificação (Fig.108).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________174
Figura 107 – Troços preservado e degradado da ribeira de Toutalga.
Figura 108 – Troço da ribeira deToutalga degradada.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para o gato-bravo e lince-Ibérico. A ribeira
da Toutalga é um afluente do Ardila que estabelece a ligação entre o complexo de serras da Adiça-Ficalho-MalpiquePreguiça e o rio Ardila, áreas muito importantes para a conservação destas duas espécies de felídeos (CEIA et al. 1998,
FERREIRA 2003).
Tendo em conta o estado do troço a recuperar (ausência quase total de vegetação) sugere-se a curto-prazo a
reflorestação com retamas monosperma e Retama sphenocarpa na zona do nível de flutuação, pois suportam a aridez
e têm um crescimento rápido, sendo estas acompanhadas por espécies como o aloendro e a tamargueira. Para além
de autóctones estas espécies podem mais rapidamente estabelecer povoamentos vegetais que estruturalmente
forneçam condições de abrigo para a comunidade de mamíferos carnívoros, até que se estabeleçam outras espécies de
crescimento mais lento como o freixo e a roseira brava Rosa canina estas duas espécies disponibilizaria abrigo,
sobretudo para as espécies com aptidão trepadora, e a segunda produz frutos comestíveis até ao Outono.
Paralelamente, na zona de pré-ribeira e numa faixa entre 10-15m anexa, seria plantados matos rasteiros que serviriam
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________175
de protecção à ribeira tais como o tojo, sargaço Cistus salvifolius e as lavandulas Lavandula sp (Fig. 109). O restante
corpo da linha de água seria envolvido por uma zona tampão de 50m (ver ribeira do Degebe).
N
274500
275000
275500
276000
276500
277000
277500
278000
278500
124000
124000
123500
123500
123000
123000
122500
122500
122000
122000
121500
121500
121000
121000
274500
275000
275500
Troço da Toutalga para recuperação
276000
276500
277000
277500
278000
0
278500
2
km
Figura 109 - Localização e dimensão da intervenção na ribeira deToutalga.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________176
I - RIBEIRA DE S. PEDRO
A ribeira de S. Pedro corre quase paralelamente à ribeira da Toutalga, assumindo juntamente com esta um
importante papel de ligação estrutural no Sítio Moura-Barrancos, não só pela sua ligação ao complexo de serras AdiçaFicalho-Malpique-Preguiça como também às áreas naturais espanholas. A ribeira de S. Pedro encontra-se globalmente
bem preservada (Fig. 110), no entanto essa é uma situação instável tendo em conta a sua envolvente mais directa ser
constituída por habitats bastante humanizados (olival explorado, regadios, plantações recentes de pinhal), tornando-se
por isso necessário a criação de zonas tampão compostas por matos e matagais. Estas zonas tampão têm como
objectivo não só a conservação da linha de água como também conectar esta ribeira às serras calcárias e à ribeira da
Toutalga.
Figura 110 – Ribeira de S. Pedro.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para o lince-Ibérico e o gato-bravo. A ribeira
de S. Pedro é um afluente da ribeira de Toutalga que estabelece a ligação entre o complexo de serras da Adiça-FicalhoMalpique-Preguiça e o rio Ardila, áreas muito importantes para a conservação destas duas espécies de felídeos (CEIA et
al 1998, FERREIRA 2003).
Sugere-se uma intervenção do tipo da sugerida para o rio Degebe (Fig. 111).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________177
N
271000
272000
273000
274000
275000
276000
277000
278000
124000
124000
123000
123000
122000
122000
121000
121000
120000
120000
119000
119000
271000
272000
273000
274000
Troço da ribeira de S. Pedro para conservação
275000
276000
277000
0
278000
3 Km
Figura 111 - Localização e dimensão da intervenção na ribeira de S.Pedro.
J - RIBEIRA DE MURTIGÃO
A ribeira do Murtigão caracteriza-se por correr ao longo de vales encaixados, geralmente com zonas rupícolas
associadas, e com uma vegetação típica, dominadas pelo tamujo, sendo ao longo desta ribeira que se encontram as
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________178
manchas de maiores dimensões e melhor preservadas de matos e matagais (Fig. 112). As características estruturais da
ribeira do Murtigão são únicas no contexto regional, constituindo esta linha de água um dos principais elos do contínuo
ecológico com áreas protegidas na vizinha Espanha, com a qual o Sítio Moura-Barrancos faz fronteira, nomeadamente
com os Parques Naturais de Serra de Aracena e Picos de Aroche, Serra Norte e Serra de Hornachuelos. A preservação
e incremento da adequabilidade da ribeira do Murtigão para a comunidade de mamíferos carnívoros é essencial num
contexto de conservação da natureza a nível regional e ibérico.
Figura 112 – Área envolvente á ribeira do Murtigão no Perímetro Florestal da Contenda.
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para o lince-Ibérico e o gato-bravo. A ribeira
de Murtigão é um afluente do rio Ardila que estabelece a ligação entre as áreas fronteiriças do Perímetro Florestal da
Contenda e as áreas mais a jusante da Bacia do Ardila. As caracteristicas estruturais e estado de conservação destas
linhas de água tornam-nas elos fundamentais para o deslocamento de índividuos de gato-bravo e lince entre áreas
favoráveis e núcleos populacionais.
Sugere-se um tipo de intervenção semelhante à referida para a ribeira de Pardais (Fig. 113).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________179
N
282000
284000
286000
288000
290000
292000
294000
296000
298000
300000
134000
134000
132000
132000
130000
130000
128000
128000
126000
126000
124000
124000
122000
122000
120000
120000
282000
284000
286000
288000
290000
Troço da ribeira de Murtigão para conservação
292000
294000
296000
0
298000
300000
4
Km
Figura 113 - Localização e dimensão da intervenção na ribeira de Murtigão.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________180
L - COMPLEXO DE SERRAS PREGUIÇA / MALPIQUE/ ADIÇA / FICALHO
Os matos mediterrâneos climax são habitats bastante favoráveis para o gato-bravo e lince-Ibérico (PALMA et. al.
1999) distribuindo-se no Sítio Moura-Barrancos por faixas estreitas ao longo dos cumes das serras de MalpiqueFicalho-Preguiça-Adiça (Fig. 114), já que a restante área é ocupada por olival explorado sem subcoberto (Fig. 115).
Para além das potencialidades que oferece, em termos de refúgio e reprodução para as duas espécies de felídeos e
para a restante comunidade de mamíferos, é de acrescentar a sua adequabilidade para o incremento e manutenção de
populações de coelho-bravo com níveis de abundância apreciáveis. Assim torna-se vital a ligação entre as manchas
destes habitats, ou seja a ligação entre as várias serras desta região (Adiça-Ficalho-Malpique-Preguiça).
Figura 114 – Matos mediterrâneos da Serra da Preguiça
Figura 115 – Extensão de olival explorado
Espécies alvo
Toda a comunidade de mamíferos carnívoros, com especial relevância para o lince-Ibérico e o gato-bravo. O
complexo de serras Adiça-Ficalho-Malpique-Preguiça foi o local onde se registou o último índicio da presença de lince
em Portugal (SANTOS-Reis 2003, PEDROSO et al. 2003) e apresenta elevados índices de adequabilidade para o gatobravo (FERREIRA 2003).
Ligação entre as manchas de bosque mediterrâneo bem conservado existentes nas serras calcárias da Adiça,
Ficalho, Malpique, Preguiça e as ribeiras de Toutalga e S. Pedro. Esta intervenção pressupõe o abandono de pequenas
manchas de olival explorado. De facto, as zonas lavradas de olival poderão mostrar elevados níveis de recuperação
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________181
passados 4/5 anos. As zonas a abandonar seriam manchas de matagais diversificados que ocupariam as áreas abertas
entre as oliveiras num raio entre 8 e 10m, esta dimensão tem que ver com a sua adequabilidade como abrigo para a
comunidade de carnívoros e em especial para o lince-Ibérico, permitindo ao felídeo abrigar-se durante o dia e utilizar
estas manchas para a caça de emboscada tipica da espécie (MORENO, S. & R. VILLAFUERTE (1995). Esta medida
fomentaria igualmente a abundância de coelho-bravo na área já que permitiria a sua expansão na área como
consequência do sistema de manchas proposto permitindo a disponibilidade de recursos alimentares e locais de
reprodução e abrigo (Fig. 116). No caso de áreas de estepe e montado o processo será o mesmo. Para esta medida
ter sucesso terá de haver uma articulação entre critérios biológicos (únicos aqui propostos), rentabilidade económica
das explorações agrícolas (critérios económicos) e número de proprietários envolvidos (critérios sociais), por forma a
avaliar os custos económicos ao nível das compensações por perda de produtividade e implementação de acções de
intervenção ecológica. Para tal será necessária uma articulação entre a EDIA SA, como entidade promotora, e as
instituições responsáveis pela Agricultura e Ambiente – DRAAL e ICN ).
N
264000
266000
268000
270000
272000
274000
276000
278000
280000
124000
124000
122000
122000
120000
120000
118000
118000
116000
116000
114000
114000
112000
112000
264000
266000
268000
270000
Áreas para recuperação de matagais
272000
274000
0
276000
278000
280000
5
Km
Figura 116 - Localização e dimensão das áreas de intervenção para ligação das serras Preguiça, Malpique, Adiça e Ficalho
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________182
As medidas de recuperação de habitats deverão ser articuladas e avaliadas com a equipa de investigação do
Jardim Botânico de Lisboa e responsável pelo banco de sementes, de modo a evitar contaminações genéticas e usar as
espécies mais indicadas nas medidas propostas. Na figura 117 está representado o cenário de glogal ao nível da
Recuperação/conservação dos habitats.
D
440
441
N
451
A
452
462
B
463
473
481
C
474
482
483
490
491
492
500
501
511
512
522
523
ZEC Moura-Barrancos
Rios
Cartas militares
E
0
F
502
H
I
513
K
524
20
493
G
503
514
504
J
515
525
Km
Figura 117 – Localização de todas as intervenções propostas para recuperação/conservação de habitats na área cartográfica do
Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva (as letras indicadas na figura referem-se ao texto anteriormente exposto).
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________183
8.3.2.2.2. Recuperação das populações de coelho-bravo
Além da recuperação do habitat, para a comunidade de mamíferos carnívoros com especial ênfase para a maioria
das espécies alvo (toirão, gato-bravo e lince-Ibérico), é fundamental a recuperação das populações de coelho-bravo. A
recuperação das populações de coelho-bravo, em áreas onde actualmente se encontra ausente ou em baixa
densidade, dever-se-à fazer através de acções de repovoamento a partir de núcleos de reprodução em cativeiro, e nas
zonas onde existe em média abundância, por acções de recuperação do habitat no sentido de garantir os requisitos
necessários ao seu incremento populacional.
O repovoamento e/ou incremento dos efectivos populacionais de coelho-bravo é uma medida de conservação
essencial para as populações de carnívoros, em particular em áreas de ocorrência efectiva e potencial de lince-Ibérico e
gato-bravo, para além de ser uma medida extremamente benéfica para a comunidade de mamíferos carnívoros e outros
predadores em geral.
As acções de repovoamento de coelho, tendo em vista principalmente a conservação do lince e do gato-bravo,
deverão incidir na área envolvente ao regolfo de Alqueva nas ribeira de Lucefecit e serra de Portel, na bacia do Ardila
com especial importância para a sub-bacia da ribeira de Murtigão (Fig. 118) e em áreas fronteiriças, nomeadamente a
Herdade da Negrita e Perímetro Florestal da Contenda (Fig. 119). A selecção das áreas propostas para repovoamento
assentou em critérios relativos à estrutura do habitat, ao contributo no estabelecimento de corredores ecológicos e à
abundância observada de coelho-bravo. Sugerem-se assim as seguintes áreas para intervenção:
a)
b)
área de regolfo da barragem de Alqueva
•
Zona envolvente à rib.ª de Lucefecit
•
Serra de Portel/Mendro
zona de transição entre a área de regolfo e a ZEC Moura / Barrancos
•
c)
Zona envolvente ao Rio Ardila
área da ZEC Moura / Barrancos
Sub-bacia do Murtigão/áreas fronteiriças com Espanha
•
Ao longo de toda a ribeira do Murtigão
•
Perímetro Florestal da Contenda
•
Herdade da Negrita
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________184
Descrição da intervenção
De acordo com o anexo XI.
440
441
451
452
462
463
473
474
481
482
483
490
491
492
493
500
501
502
503
504
511
512
513
514
515
522
523
524
N
Serra de Portel
e Mendro
Na área envolvente
ao Rio Degebe
Na área envolvente
à ribeira de Lucefecit
Ao longo do Rio Ardila,
na zona de transição
Perímetro Florestal da Contenda
ao longo da ribeira de Murtigão
525
Ao longo da Ribeira de Murtigão
ZEC Moura-Barrancos
Rios e ribeiras
Cartas militares
0
9
18
Km
Figura 118 – Localização das áreas para repovoamentos de coelho-bravo na área cartográfica de Alqueva.
As medidas de repovoamento de coelho-bravo deverão ser articuladas com o Instituto de Conservação da Natureza
que é responsável pela conservação de espécies ameaçadas como o lince-Ibérico e pela implementação de medidas
de conservação em áreas classificadas, onde se propôem alguns repovoamentos. Estas acções de repovoamento
inserem-se numa lógica de articulação com as medidas de recuperação/conservação dos habitats descritas
anteriormente (ver 8.3.2.2.1.) de modo a potenciar a exequabilidade das propostas para intervenção para as espécies
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________185
de mamíferos carnívoros, com especial ênfase para as espécies alvo deste projecto. De facto os locais propostos para
repovoamentos de coelho-bravo inserem-se em áreas com adequabilidade de habitats mas onde a(s) espécie(s) está
ausente ou com abundâncias reduzidas, ou então em áreas que foram propostas acções para recuperação dos habitats
(Figs 117 e 118).
N
295000
296000
297000
298000
299000
300000
124000
124000
123000
123000
122000
122000
121000
121000
295000
296000
297000
298000
0
299000
300000
2
Km
Figura 119 - Espaço cartográfico para repovoamento de coelho-bravo no Perímetro Florestal da Contenda ao longo da ribeira
do Murtigão.
8.3.2.3. Outras medidas / recomendações
De entre os factores ambientais que afectam a viabilidade populacional, e que representam factores de ameaça,
realçam-se as de origem antropogénica, pela redução progressiva dos habitats originais, introdução de exóticas, caça
excessiva, perseguição directa, e impactes gerados por poluentes e substâncias tóxicas nas linhas de água e cadeia
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________186
trófica. As alterações nos habitats naturais são, talvez, a causa principal do declínio das populações animais. De facto,
os processos de fragmentação dos habitas induzem variações demográficas nas populações, dando origem a núcleos
populacionais com número reduzido de individuos, muitas vezes sem comunicação entre si, contribuindo para a perda
de variabilidade genética e aumentando o risco de extinção, como já foi referido anteriormente.
Assim, para além das medidas de intervenção globais propostas ao nível da recuperação dos habitats e populações
de presas (coelho-bravo), existem outras de caracter mais pontual, mas que são fundamentais para reduzir a influência
de outro tipo de factores de ameaça sobre as espécies alvo deste estudo e da comunidade de mamíferos carnívoros em
geral. Algumas destas medidas são dirigidas à espécie, de acordo com diferentes requisitos ecológicos das mesmas e
os efeitos de factores de ameaça de âmbito específico. Deste modo sugere-se um conjunto de outras medidas
/recomendações complementares:
a)
Acções ao nível da comunidade piscícola
Espécies beneficiadas: lontra
Tal como já foi descrito, existe vantagem, quer para a lontra, quer para a valorização geral da comunidade ictíca na
área de estudo, que se promova a manutenção das espécies autóctones e se combata a proliferação das espécies
exóticas. Para tal podem-se tomar acções como:
-
Repovoar os tributários e albufeiras com espécies autóctones, em detrimento das exóticas que são
sempre a primeira escolha por parte de pescadores e particulares, neste casos;
-
Actuar para aumentar a vulnerabilidade das presas de lontra, quer através da promoção das espécies
autóctones (mais facilmente capturáveis por este carnívoro dada a sua menor mobilidade e maior dimensão),
quer ao nível da promoção de zonas de enseada (locais de maior facilidade de capturas quer pela sua
concentração, quer pela maior facilidade de emboscar os indivíduos quando comparardo com a massa de
água).
A efectivação desta medida seria beneficiada pela continuidade da colaboração que se tem verificado entre esta
equipa e a equipa responsável pela monitorização da comunidade ictíca (coordenada pela Profª Doutora Maria João
Collares-Pereira da FCUL) dado que seria fundamental acompanhar as variações na composição e disponibilidade de
presas e no seu consumo pela lontra durante o período de enchimento até à cota prevista e até à fase de estabilização
da comunidade ictíca da nova albufeira. Apenas deste modo será possível avaliar se a diversidade, disponibilidade e
vulnerabilidade da comunidade íctica vão sendo reduzidas, e de que forma a lontra se adaptará a essa nova situação. A
evolução esperada é que passe a estar disponível uma menor biomassa, a dieta base passe dos ciprinídeos para os
centrarquídeos e que a maior parte dos exemplares consumidos sejam menores em termos de dimensão e de
biomassa. No entanto, todas estas hipóteses terão de ser testadas, dado que são elementos essenciais para a
compreensão do processo de estabilização da lontra na área de estudo.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________187
b) Acções ao nível dos sistemas lóticos e lênticos adjacentes
Espécies beneficiadas: lontra e toirão
- Avaliar se e como se altera a importância dos sistemas lênticos e lóticos adjacentes, em termos de coberto e
disponibilidade de presas;
- Impedir a captação de água em pegos durante a época seca, de forma a proporcionar fontes de alimentação
que podem ser determinantes para a existência de lontra nalgumas zonas da área de estudo;
- Fomentar a presença de linhas de água e pequenas charcas com capacidade para suportar populações de
peixes e anfíbios (neste caso seria bastante benéfico para o toirão).
b)
Acções ao nível da albufeira
É previsível um aumento da densidade humana e das actividades na albufeira o que implica um aumento da
perturbação, com relevância para a lontra devido ao seu caracter anfíbio e secretivo. É preciso identificar quais as
zonas do perímetro da barragens que poderão ser importantes para a lontra, nomeadamente no que se refere à sua
reprodução, e regulamentar e fiscalizar a navegabilidade e utilização das margens nestas zonas, bem como na albufeira
e ilhas.
Neste momento, é possível adiantar que as pequenas zonas de desembocadura das ribeiras na albufeira, que
formem pequenas enseadas e que ainda mantenham algum refúgio, devem ser alvo de protecção por serem locais
privilegiados para a lontra se poder deslocar entre a albufeira e os sistemas lóticos adjacentes.
c)
Acções ao nível das ilhas
É sabido que entre as cotas 147 m e 153 m está prevista a formação de 93 ilhas. Estas ilhas podem constituir locais
de refúgio determinantes para a espécie numa zona em que estes são escassos, nomeadamente à medida que a
perturbação for aumentando. Por este motivo, é determinante proteger as ilhas, especialmente as de maiores
dimensões. É igualmente necessário avaliar se as ilhas são usadas ou não pela lontra, de forma a contribuir para a sua
conservação e gestão.
d)
Promover um plano de monitorização da situação pós-enchimento
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________188
O enchimento foi o principal efeito negativo sentido para a lontra no decurso da implementação do EFMA. O facto
deste ainda não ter terminado, condiciona em muito a avaliação do verdadeiro impacte da Barragem de Alqueva sobre
as populações de lontra desta zona, e não permite uma avaliação completa da capacidade de adaptação que esta
espécie apresenta a este novo ambiente.
Vários aspectos já foram referidos (dieta, disponibilidade de presas, uso das ilhas) mas o mais importante é avaliar
como respondem as populações de lontra sobre pressão de densidade nos sistemas lóticos adjacentes, através da
comparação de locais prospectados anteriormente em termos de marcação e presentemente/a curto e médio prazo.
Esta monitorização permitiria verificar se existe reprodução efectiva nas margens da barragem, o que pode ser feito
através da procura intensiva de tocas de reprodução, de pegadas de crias, da realização de esperas nocturnas para
visualização de indivíduos, bem como através dos resultados de avaliação dos efeitos do enchimento com
acompanhamento das estações de amostragem actuais e construção de um novo modelo de adequação de habitat.
e)
Promover um plano de monitorização das medidas de compensação
Espécies beneficiadas: lontra, toirão, gato-bravo e línce-Ibérico
Num cenário provável de aplicação global ou parcial das medidas de compensação anteriormente propostas na
sequência deste projecto, a implementação de um plano de monitorização dessas medidas para avaliação dos seus
efeitos surge como um passo natural.
f)
Actuação ao nível do projecto das zonas húmidas
A criação das zonas húmidas prevista pela EDIA poderá ser positivo para a lontra mas apenas do ponto de vista de
disponibilidade de presas, pois se não for acompanhada da recuperação do coberto vegetal da margem terá uma
importância limitada. Igualmente, é preciso não esquecer que estas zonas serão previsivelmente zonas de atracção
para espécies exóticas e fontes de perturbação pelas actividades humanas associadas, o que deve ser combatido no
sentido de manter uma sustentabilidade ecológica. Da mesma forma, o número previsto de zonas húmidas a criar (n=8)
é manifestamente reduzido, para que o seu efeito seja significativo em termos populacionais.
g)
Manutenção de um caudal ecológico a jusante (Rio Guadiana)
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________189
É essencial a manutenção do caudal ecológico normal do rio Guadiana, não contribuindo, através da retenção
prolongada da água, para alterações no caudal para além das flutuações típicas da sazonalidade e mesmo diversidade
interanual, de forma a afectar ao mínimo a comunidade de ictiofauna, determinante para a lontra. Deve-se igualmente
evitar as descargas súbitas a jusante, de forma a evitar a inundação de eventuais tocas existentes na área, bem como a
perturbação de uma forma geral sobre a espécie.
h)
Acções ao nível das futuras áreas de regadio
Tendo em conta o elevado impacte que a implementação da albufeira de Alqueva está a ter sobre as populações
das espécies-alvo, é de prever que este será potenciado por acção dos impactes cumulativos que a implementação dos
futuros perímetros de rega terão.
É assim fundamental identificar zonas de maior importância para as espécies dentro destas áreas, bem como
identificar os sistemas lóticos e lênticos afectados, por forma a permitir uma análise integrada da albufeira e dos
perímetros de rega, especialmente dos seus efeitos para a lontra e toirão. Esta abordagem aos perímetros de rega é
essencial para a subsistência das espécies na área, através de actuações ao nível dos principais impactes, como a
destruição da vegetação ripícola, a redução da biomassa e da diversidade ictíca, a degradação da qualidade da água e
a mortalidade causada pelos canais de rega. Uma área evidente e preocupante é a da Rede Natura 2000, adjacente ao
bloco de rega do Ardila, e como tal, passível de ser influenciada pelas acções implementadas no referido bloco de rega.
As futuras albufeiras associadas à rede primária de rega, pelo efeito cumulativo de transformação de sistemas
lóticos em lênticos, bem como por eventuais impactes diferentes dos registados na albufeira de Alqueva, devem ser
alvo de acções de monitorização e minimização desses mesmos impactes.
i)
Correcta gestão das áreas de montado
Espécies beneficiadas: toirão, gato-bravo e línce-Ibérico
As áreas de montado não apresentam, globalmente, um subcoberto regenerativo, devido à pastorícia intensiva e
desmatações sucessivas. De facto o excessivo encabeçamento de gado e as desmatações do sub-coberto em grandes
extensões não permitem a fixação de comunidades de presas, principalmente micromamíferos e coelho-bravo. Por
outro lado, verifica-se uma diminuição progressiva da densidade de árvores (sobretudo azinheiras) nos montados,
associado a más condições fitosanitárias. A estes factos não serão alheios a incapacidade regenerativa dos
povoamentos, pelos motivos atrás referidos e as podas excessivas que são feitas ás árvores com a finalidade de uma
maior rentabilidade através da venda de lenha (sobretudo azinho). Estes são problemas muito graves que põem em
causa o futuro dos nossos montados e por consequência das espécies associadas, muito em particular o gato-bravo.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________190
j) Acções ao nível da fragmentação de habitats causado pelo paredão da barragem
A questão da fragmentação causada pelo paredão é um factor de grande impacte, especialmente pela
fragmentação que causa nas espécies-alvo, com especial incidência para a lontra. Em termos estruturais do paredão,
dada a sua grande dimensão não há possibilidade de intervenção. No entanto, é possivel actuar ao nível da criação de
passagens para fauna na estrada (Alqueva-Moura), onde já foi encontrada uma lontra atropelada a cerca de 1Km do
paredão da albufeira de Alqueva.. No caso desta espécie, factores como o declive das margens adjacentes e das zonas
húmidas envolventes devem ser analisados por forma a proporcionar medidas que promovam uma deslocação mais
fácil entre a albufeira e o rio Guadiana a jusante, e vice-versa.
K) Acções ao nível da educação ambiental
No caso da lontra seria importante actuar ao nível da imagem que a espécie tem como grande predador de peixes.
Realçar ainda a questão da lontra actuar como um elemento que contribui para uma diminuição das espécies exóticas,
especialmente para o lagostim, o que tem benefícios ao nível das comunidades de anfíbios e peixes.
No caso do, toirão, gato-bravo, lince e mesmo do lobo, torna-se necessário desmistificar a ideia errada que lhes está
associada de espécies daninhas à caça. No caso do lobo a perseguição directa tem sido ao longo dos tempos uma das
suas principais ameaças, fruto de falta de informação e ignorância e para que muitas histórias infantis têm contribuído
(ex: capuchinho vermelho, três porquinhos, etc.). Apesar de o lobo já não ocorrer na área de estudo, o futuro da
conservação desta espécie ameaçada de extinção tem de ser acautelado, daí a necessidade de preparar as gerações
futuras para o regresso do lobo ao Sul do país.
No caso do gato-bravo é conhecido o problema de hibridação com o gato-doméstico, sendo este factor potenciado
nas zonas de contacto de ambas as espécies, ou seja nas zonas rurais. Os gatos-domésticos existentes em montes
têm uma maior tendência para se tornarem assilvestrados, muitas vezes pelo facto de o local ser abandonado pelos
proprietários. Uma campanha para alertar os proprietários rurais para este problema de conservação é assim
fundamental, como contributo para a manutenção do património genético da espécie silvestre.
No caso do toirão existe igualmente um problema de hibridação, que aparentemente poderá não ser tão acentuado
como o do gato-bravo, até porque o furão está apenas associado a actividade pontuais na caça ao coelho não se
distribuindo de forma generalizada como o gato-doméstico, no entanto este problema deverá ser alvo de uma
campanha de sensibilização junto dos caçadores.
No caso do lince-Ibérico, o felino mais ameaçado do mundo, é extremamente urgente uma campanha de
sensibilização junto da população Portuguesa, recorrendo a tempo de antena televisivo e a actividades de educação
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________191
ambiental junto das escolas, com prioridade para aquelas que se situem em áreas de ocorrência potencial da espécie.
Por outro lado, seria muito importante fazer acções de sensibilização dos caçadores nas áreas de ocorrência potencial
de lince antes de cada montaria ou batida (esta medida deveria ser articulada com o ICN e DRAAL).
l) Redes nas zonas de caça
Espécies beneficiadas: gato-bravo e lince-Ibérico
Na sua maioria as zonas de caça turísticas estão delimitadas por extensas vedações que, pela sua estrutura (malha
fina e altura) poderão funcionar como barreiras na movimentação de algumas espécies de mamíferos carnívoros,
nomeadamente o lince. Algumas destas áreas localizam-se na área cartográfica do projecto de Alqueva e em Sítios
Classificados, como é o caso do Sítio Moura-Barrancos, ao longo do Rio Ardila (Herdade Garrochais, Butefa e
Fornilhos) e da Ribeira do Murtigão (Herdade das Tesas e Marvões). Este é um problema ambiental grave já com
alguma dimensão, pois ocorre um pouco por todo o país e em áreas extremamente sensíveis do ponto de vista da
conservação da natureza, sendo muitas delas áreas de ocorrência potencial de lince. Torna-se pois urgente
regulamentar este tipo de estruturas e cooperar com os proprietários para minimizar os efeitos deste problema
ambiental.
m) Zonas de caça-controle de predadores
A maioria dos carnívoros é muitas vezes vitima da ignorância e intolerância do Homem pois, muito embora alguns
tenham estatuto de espécie protegida, admite-se que sejam frequentemente perseguidos, sendo muito provável que o
uso generalizado de laços, ferros e veneno atinja as suas populações, mantendo-as com densidades bastante
reduzidas. Em Portugal, a utilização de meios não selectivos no controle de predadores, ao abrigo legal das chamadas
acções de correcção de densidade (Lei da Caça - artigo n.º 109 do Decreto-Lei n.º 227 – B/2000 de 15 de Setembro),
constitui comprovadamente uma ameaça generalizada à sobrevivência da maioria das espécies de mamíferos
carnívoros, que são ilegalmente capturadas, e sem qualquer controlo, muito provavelmente numa vasta área do
território nacional. Este é um problema que requer uma fiscalização eficaz, por exemplo através do reforço de meios ás
Brigadas Verdes da Guarda Nacional Republicana entidade que tem tido mais sucesso na execução desta missão e
igualmente um esforço na sensibilização e cooperação com os gestores de caça.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________192
n) Excesso de caça ao coelho-bravo
Espécies beneficiadas: toirão, gato-bravo e línce-Ibérico
Sensibilizar os gestores cinegéticos para a situação real do coelho-bravo e para a necessidade de fazer uma
moratória para a caça ao coelho-bravo nunca inferior a 2 anos. Outra alternativa é regulamentar esta moratória pelo
menos nas áreas mais sensíveis e de provável ocorrência de lince-Ibérico.
8.3.3. Enquadramento no Plano de Minimização e Compensação (PMC1)
O presente estudo, integrado no Plano de Minimização e de Compensação dos Impactes sobre o Património Natural
de Alqueva (PMCI), teve como grandes objectivos elaborar a situação de referência para as cinco espécies alvo de
mamíferos carnívoros e, com base no conhecimento adquirido, apresentar propostas que visassem a compensação
e/ou minimização dos impactes gerados com o EFMA sobre as mesmas. Para além de projectos de investigação, como
o presente estudo, o PMC1 previa igualmente o desenvolvimento de projectos para a implementação de medidas de
gestão ambiental e conservação de espécies e habitats, alguns dos quais serviram de enquadramento às medidas de
minimização/compensação propostas ao longo deste realtório:
PC1.1. Valorização do Montado de Azinho,
PC1.2. Reflorestação Ribeirinha,
PC5.1. Regeneração de Matos Mediterrânicos,
PIC1. Criação de um Corredor Ecológico de Montado,
PIC5. Áreas Classificadas na Região de Guadiana/Alqueva,
PIC6. Sítios Rede Natura 2000.
No entanto, e apesar da sua importância em termos de compensação na escala de impactes gerados, o
conhecimento adquirido na área durante os trabalhos de campo e os resultados difundidos por elementos da EDIA, no
decurso do 2º Encontro dos Trabalhos de Biologia em Alqueva, permitiu verificar que o nível de execução dos referidos
projectos é reduzido e ainda não foram implementados projectos práticos de compensação efectiva aos impactes
gerados sobre as espécies e habitats.
Neste contexto, é de reforçar novamente a importância dos projectos PIC5, PIC6, para a compensação dos efeitos
do EFMA em áreas classificadas no âmbito da Rede Natura 2000 de acordo com as Directivas Comunitárias que as
classificam (Directiva Habitats). Como já foi referido em pontos anteriores (8.3.2) os impactes do EFMA no Sítio MouraBarrancos traduzem-se no desaparecimento das ligações naturais desta área ao troço médio do vale do Guadiana,
sendo por isso vital a construção de corredores naturais alternativos através da implementação de medidas de gestão
ambiental ao nível dos habitats. A não articulação dos conhecimentos e medidas de compensação sugeridas pelas
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________193
equipas de investigação com os restantes projectos do PMC1 resultaram, em nossa convicção, na perda de
oportunidade de compensar e minimizar em tempo efectivo os impactes do EFMA .
No que diz respeito, em concreto, às espécies alvo deste relatório, mantendo-se este cenário de não implementação
de medidas de conservação/gestão ambiental e o facto de estas não acompanharem em termos quantitativos e
qualitativos as necessidades de compensação preve-se o insucesso do PMC1 na concretização dos objectivos para o
qual foi concebido.
8.4. Necessidades futuras de pesquisa
Conforme oportunamente referido (ver 2. Estado actual dos conhecimentos), o grau de conhecimento existente
sobre as populações Portuguesas de toirão e gato-bravo é muito reduzido, sendo este o mais completo e exaustivo
trabalho feito até ao presente, ainda que num âmbito regional, visando conhecer a distribuição das espécies-alvo na
área de intervenção do projecto, com a delimitação dos principais núcleos populacionais. Quanto à lontra este trabalho
constitui uma inovação em termos do acompanhamento da implementação de uma grande infra-estrutura hidráulica,
desde a situação de referência até a fase inicial de enchimento.
No entanto, e como ponto de partida, este estudo poderá servir de base metodológica e de planeamento para a
elaboração de novos trabalhos sobre estas espécies em Portugal. A criação de um protocolo de execução científica
torna-se urgente, de forma a criar uma base de conhecimento a nível nacional, que permita avaliar a situação das
espécies e a redefinição do actual estatuto de conservação à luz dos novos critérios da União Internacional para a
Conservação da Natureza (UICN). Assim, e como resultado da estratégia adoptada, da experiência adquirida e dos
resultados obtidos, sugerem-se algumas vias de pesquisa, em que a informação obtida será avaliada e cruzada,
determinando prioridades de actuação e sugerindo medidas de conservação e gestão ambiental para estas espécies.
Na área de estudo, perante os dados actuais, surge então como principal prioridade a avaliação do sucesso das
medidas de gestão ambiental propostas, devendo a sua promoção ser da responsabilidade da EDIA S.A., empresa
responsável pela albufeira de Alqueva. A avaliação deste sucesso não deve resultar apenas de uma mera enumeração
das medidas preconizadas e efectivamente realizadas, mas também da escala (espacial e temporal) em que as
mesmas foram implementadas e da avaliação da resposta das populações locais das espécies-alvo a essas mesmas
medidas.
Para dar cumprimento a este objectivo, e ainda que se reconheça que à EDIA S.A. não compete promover o
conhecimento científico per si, é fundamental a manutenção de algumas acções de monitorização, desde que bem
justificadas e enquadradas no cenário actual. Aliás, e beneficiando do Sistema de Informação Geográfico construído no
âmbito deste projecto, um dos aspectos críticos seria o desenvolvimento de cenários futuros fazendo recurso à
modulação e tendo em atenção as inúmeras propostas de actuação sugeridas e que visam aumentar a adequabilidade
da área para as espécies-alvo. Bons exemplos desta situação, seriam as situações do gato-bravo e do próprio lince
Ibérico, uma vez que ao longo deste estudo foi demonstrado o quão essencial é para a recuperação das duas espécies
as medidas de gestão do habitat e de recuperação das populações de coelho-bravo.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________194
Uma outra via de pesquisa crítica para o futuro do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva, como um
empreendimento ecologicamente sustentável, tem a ver com a área cartográfica envolvente à área do regolfo e que vai
sofrer impactes potencialmente importantes com a construção da barragem do Pedrógão, e outras previstas, e com a
concretização do projecto de regadio. Sem uma definição clara da dimensão e limites dos perímetros de rega não foi
possível avaliar eficazmente esses impactes que urge agora avaliar previamente à sua implementação. Utilizando os
dados cartográficos de base obtidos sobre as diferentes espécies-alvo, uma vez aqueles conhecidos será possível fazer
um exercício de avaliação e propor medidas de actuação exequíveis. Novamente surge a necessidade de manter
algumas acções de monitorização que permitam acompanhar a implementação desta fase do Empreendimento e
promover a sustentabilidade do mesmo em termos ambientais. Esta fase será particularmente crítica para a lontra e, em
menor grau, para o toirão pela dependência que estas espécies têm ou revelaram ter com o meio aquático e pelos
efeitos negativos identificados durante a fase pré e pós-enchimento da albufeira de Alqueva.
A avaliação, nas áreas de ocorrência das espécies, do impacte de novas infra-estruturas de desenvolvimento
(estradas, pontes, barragens, canais, etc.), actividades turísticas e alterações nos métodos agrícolas a serem geradas
na área de intervenção do EFMA é outra das importantes vias de pesquisa aqui sugeridas, e que beneficia de um
conhecimento acumulado de cinco anos que abrangeu as várias fases do projecto (situação pré-implementação, fase
de desmatação/desarborização e fase de enchimento) e se apresenta como inovadora por nunca ter sido implementada
no âmbito de uma infra-estrutura desta dimensão.
Para além de dar resposta às exigências do projecto em causa, a estratégia futura aqui preconizada, contribuirá
ainda certamente, como um complemento a custo zero ou diminuto, para a obtenção de dados que ainda de nível local
ou regional são fundamentais no desenvolvimento de planos de conservação (Planos de Acção) das espécies-alvo à
escala nacional, como seja a actualização das bases cartográficas de ocorrência das espécies, a identificação de
potenciais factores de ameaça, e a resposta das populações a alterações do habitat e na disponibilidade de presas.
Como conclusão, reforça-se a ideia da necessidade de actuação contínua, cientificamente suportada, para que se
garanta que o Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva seja uma infraestrutura em que os custos ecológicos da
sua implementação foram considerados e, sobretudo, compensados à escala da intervenção.
RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________195
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WHITE, G.C., AND R.A. GARROTT (1990). Analysis of Wildlife Radio-Tracking Data. Academic Press, San Diego.
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RELATÓRIO FINAL (2003)___________________________________________________________________________________________________________207
ANEXO I
Biótopos representados na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos de Alqueva
N.º
Descrição
1 Hortas
2 Pomares
3 Vinhas
4 Olival com subcoberto
5 Olival sem subcoberto
6 Montado de sobro novo denso sem subcoberto
7 Montado de sobro novo denso com subcoberto
8 Montado de sobro novo pouco denso sem subcoberto
9 Montado de sobro novo pouco denso com subcoberto
10 Montado de sobro novo disperso sem subcoberto
11 Montado de sobro novo disperso com subcoberto
12 Montado de sobro velho denso sem subcoberto
13 Montado de sobro velho denso com subcoberto
14 Montado de sobro velho pouco denso sem subcoberto
15 Montado de sobro velho pouco denso com subcoberto
16 Montado de sobro velho disperso sem subcoberto
17 Montado de sobro velho disperso com subcoberto
18 Montado de azinho novo denso sem subcoberto
19 Montado de azinho novo denso com subcoberto
20 Montado de azinho novo pouco denso sem subcoberto
21 Montado de azinho novo pouco denso com subcoberto
22 Montado de azinho novo disperso sem subcoberto
23 Montado de azinho novo disperso com subcoberto
24 Montado de azinho velho denso sem subcoberto
25 Montado de azinho velho denso com subcoberto
26 Montado de azinho velho pouco denso sem subcoberto
27 Montado de azinho velho pouco denso com subcoberto
28 Montado de azinho velho disperso sem subcoberto
29 Montado de azinho velho disperso com subcoberto
30 Montado com aglomerados rochosos
31 Carvalhais perenifolios
32 Plantações recentes (até 1m)
33 Afloramentos rochosos
34 Plantações velhas (> 1m) de pinheiro manso densas
35 Plantações velhas (> 1m) de pinheiro manso dispersas
36 Plantações velhas (> 1m) de pinheiro bravo densas
37 Plantações velhas (> 1m) de pinheiro bravo dispersas
38 Pinhal manso denso sem subcoberto
39 Pinhal manso denso com subcoberto
40 Pinhal manso disperso sem subcoberto
41 Pinhal manso disperso com subcoberto
42 Pinhal bravo denso sem subcoberto
43 Pinhal bravo denso com subcoberto
44 Pinhal bravo disperso sem subcoberto
45 Pinhal bravo disperso com subcoberto
46 Eucaliptal sem subcoberto
47 Eucaliptal com subcoberto
48 Zonas de corte
49 Estevais altos (>1,70 m)
RELATÓRIO FINAL (2003)______________________________________________________________________________________________________ANEXO I
N.º
51
52
53
54
55
56
57
58
59
60
61
62
63
64
65
66
67
68
69
70
71
72
73
74
75
76
77
78
79
80
81
82
Descrição
Estevais baixos (< 1 m)
Giestais
Matos rasteiros (< 2,5 m)
Matagais (> 2,5 m)
Zonas rupícolas (com afloramentos rochosos)
Linha de água seca
Linha de água com muitos pegos
Linha de água com poucos pegos
Linha de água contínua
Vegetação ripícola rasteira, linha de água larga
Vegetação ripícola rasteira, linha de água mediana
Vegetação ripícola rasteira, linha de água estreita
Vegetação ripícola de médio porte, linha de água larga
Vegetação ripícola de médio porte, linha de água mediana
Vegetação ripícola de médio porte, linha de água estreita
Galeria ripícola aberta, linha de água larga
Galeria ripícola aberta, linha de água mediana
Galeria ripícola aberta, linha de água estreita
Galeria ripícola fechada, linha de água larga
Galeria ripícola fechada, linha de água mediana
Galeria ripícola fechada, linha de água estreita
Albufeiras
Reservatórios
Tanques
Açudes
Estepe de solo argiloso plantada
Estepe de solo argiloso em pousio
Estepe de solo pobre plantada
Estepe de solo pobre em pousio
Terreno baldio / solo nú / terreno lavrado
Cavidades naturais e artificiais
Outros …
RELATÓRIO FINAL (2003)______________________________________________________________________________________________________ANEXO I
ANEXO II
Listagem das variáveis ambientais analisadas no desenvolvimento do modelo preditivo de ocorrência do coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do
Alqueva e respectiva codificação e classes.
Cobertura do solo / Biótopos
Informação recolhida no trabalho de campo:
Variável
Descrição
Ocupação por montado de azinho s/ sub-coberto
Código
MASS_O
Densidade do montado de azinho s/ sub-coberto
MASS_D
Idade do montado de azinho s/ sub-coberto
MASS_I
Ocupação por montado de azinho c/ sub-coberto
Densidade do montado de azinho c/ sub-coberto
Idade do montado de azinho c/ sub-coberto
Ocupação por montado de sobro s/ sub-coberto
Densidade do montado de sobro s/ sub-coberto
Idade do montado de sobro s/ sub-coberto
Ocupação por montado de sobro c/ sub-coberto
Densidade do montado de sobro c/ sub-coberto
Idade do montado de sobro c/ sub-coberto
Ocupação por montado misto s/ sub-coberto
Densidade do montado de misto s/ sub-coberto
Idade do montado de misto s/ sub-coberto
MACS_O
MACS_D
MACS_I
MSSS_O
MSSS_D
MSSS_I
MSCS_O
MSCS_D
MSCS_I
MMSS_O
MMSS_D
MMSS_I
Classes
0 = ausente
1 = [1-25%[
2 = [25-50%[
3 = [50-75%[
4 = [75-100%]
0 = mass ausente
1 = disperso
2 = pouco denso
3 = denso
0 = mass ausente
1 = muito jovem
2 = jovem
3 = adulto
4 = velho
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
Ocupação por montado de misto c/ sub-coberto
Densidade do montado de misto c/ sub-coberto
Idade do montado de misto c/ sub-coberto
Ocupação por montados sem sub-coberto (MASS_O + MSSS_O + MMSS_O)
Ocupação por montados com sub-coberto (MACS_O + MSCS_O + MMCS_O)
Ocupação por pousio
MMCS_O
MMCS_D
MMCS_I
MONT_S_1
MONT_C_1
POUSIO
Ocupação por estepe cerealífera
Ocupação por restolho
Ocupação por solo nu, desmatado ou lavrado
Ocupação por esteval alto (> 1,70 m)
Ocupação por esteval médio (1-1,70 m)
Ocupação por esteval baixo (< 1 m)
Ocupação por giestal
Ocupação por matos diversificados
Ocupação pela associação vegetal Cistus ladanifer + Ulex sp
Ocupação pela associação vegetal Cistus sp + Erica sp + Lavandula sp
Ocupação por matagal
Ocupação por eucaliptal sem sub-coberto
Ocupação por eucaliptal com sub-coberto
Ocupação por pinhal sem sub-coberto
Ocupação por pinhal com sub-coberto
Ocupação por pomares
Ocupação por vinhas ou hortas
Ocupação por cultura de regadio
Ocupação por olival explorado
Ocupação por olival selvagem
Ocupação por plantações recentes
Ocupação por zonas rupícolas
Ocupação por afloramentos rochosos
ESTEPE_1
RESTOLHO
SOLO_NU
EST_ALT
EST_MED
EST_BAI
GIESTAL
MATOS_1
LAD_ULEX
ERI_LAV
MATAGAL
EUC_S
EUC_C
PINH_S
PINH_C
POMAR_1
VINH_HOR
REGADIO
OLI_EXP
OLI_SEL
PL_REC_1
RUPICOLA
AFL_ROCH
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_O
0 = ausente
1 = [1-25%[
2 = [25-50%[
3 = [50-75%[
4 = [75-100%]
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
0 = presentes
1 = ausentes
AGL_PEDR
Ocupação por galerias ripícolas
Ocupação por planos de água
Ocupação por zonas urbanizadas
Ocupação por eventuais biótopos de abrigo p/ coelho (MONT_C + EST_ALT +
EST_MED + EST_BAI + MAT_DIV + LAD_ULEX + ERI_LAV + MATAGAL)
Ocupação por eventuais biótopos de alimentação p/ coelho
(POUSIO + ESTEPE)
Ocupação por biótopos com maior intervenção humana
(EUC_S + EUC_C + PINH_S + PINH_C + POMAR + VINH_HOR +
REGADIO + OLI_EXP + PLT_REC + URBANO)
Tipo de solo
RIPIC_1
PLN_AG
URBANO
0 = presentes
1 = ausentes
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ABRIGO
ver POUSIO
ALIMENTO
ver POUSIO
HUMANA_1
TIP_SOLO
Gado ovino
OVINO
Gado caprino
Gado bovino
Gado suíno
Gado equino
Aparcamento de gado
CAPRINO
BOVINO
SUINO
EQUINO
APARCAM
Regime Cinegético Especial - Zona de Caça Municipal
CÇ_MUN
Campo de Treino de Caça
Reserva de Não Caça
Zona livre
CÇ_TRE
CÇ_RES
CÇ_LIV
ver POUSIO
1 = arenoso sem pedras
2 = arenoso com pedras
3 = argiloso sem pedras
4 = argiloso com pedras
5 = pedregoso/xistoso
6 = mais de um tipo
0 = ausente
1 = esparso
2 = generalizado
3 = intenso
ver OVINO
ver OVINO
ver OVINO
ver OVINO
0 = ausente
1 = presente
0 = ausente
1 = presente
ver CÇ_MUN
ver CÇ_MUN
ver CÇ_MUN
Caça
Gado
Solo
Ocupação por aglomerados de pedras
Informação digitalizada:
Solo
Uso do solo
Variável
Ocupação por estepes + pousio + solo nu
Descrição
Código
ESTEPE_2
Ocupação por montado sem sub-coberto
MONT_S_2
Ocupação por montado com sub-coberto
Ocupação por matos + matagais + olival selvagem
MONT_C_2
MATOS_2
Ocupação por eucaliptal + pinhal
Ocupação por pomares + olival explorado
Ocupação por zonas agrícolas (POMAR_2 + vinhas)
Ocupação por zonas abertas (ESTEPE_2 + MONT_S_2)
EUC_PINH
POMAR_2
PL_REC_2
RIPIC_2
AGRICOLA
ABERTOS
Ocupação por zonas fechadas (MONT _ 2 + MATOS_2 + RIPIC_2)
Ocupação por zonas de maior intervenção humana
(EUC_PINH + AGRICOLA + zonas urbanas)
Profundidade (cm)
FECHADOS
HUMANA_2
PRF_SOLO
Textura - solo ligeiro (m2)
SOLO_LIG
Classes
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,1 km2]
2 = ]0,1; 1 km2]
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 1 km2]
ver MONT_S_2
0 = ausência
1 = presença
ver MONT_S_2
ver ESTEPE_2
ver MATOS_2
ver MATOS_2
ver ESTEPE_2
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,1 km2]
2 = ]0,1; 0,5 km2]
3 = ]0,5; 1 km2]
ver ABERTOS
ver ABERTOS
1 = [0 a 25 cm]
2 = ]25 a 50 cm]
3 = ]50 a 75 cm]
4 = mais de 75 cm
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 0,5 km2]
3 = ]0,5; 0,75 km2]
4 = ]0,75; 1 km2]
Geologia
Hidrologia
Ca
ça
Textura - solo médio
SOLO_MED
Textura - solo pesado
Xistos
SOLO_PES
XISTOS
Ígneas
IGNEAS
Carbonatadas
Metavulcanitos
Depósitos recentes
CARBONAT
METAVULC
DEPOSIT
Ordem dos rios
ORD_RIOS
Distância a todos os rios (m)
DIS_RIOS
Distância aos rios de ordem 1 e 2
DIS_RIO1
DIS_RIO3
Perímetro de água
DIS_RIO5
PER_AGUA
Charcas
CHARCAS
Ocupação Zonas de Caça Nacional
CÇ_NAC
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 0,5 km2]
3 = ]0,5; 1 km2]
ver SOLO_MED
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,75 km2]
2 = ]0,75; 1 km2]
0 = ausência
1 = presença
ver IGNEAS
ver IGNEAS
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,5 km2]
2 = ]0,5; 1 km2]
0 = sem rios
1 = rios de ordem 1
2 = rios de ordem 2 e 3
3 = rios de ordem 4 a 6
1 = [0 - 250 m]
2 = ]250 - 500 m]
3 = mais de 500 m
1 = [0 - 1000 m]
2 = mais de 1000 m
1 = [0 - 1000 m]
2 = ]1000 - 5000 m]
3 = mais de 5000 m
ver DIS_RIO3
0 = sem cursos nem planos de água
1 = [1 - 1500 m]
2 = mais de 1500 m
0 = ausência
1 = presença
0 = ausência
por unidade de uso do solo
Perturbação humana
Métricas para o uso do solo:
Ocupação Zonas de Caça Social
Ocupação Zonas de Caça Associativa
CÇ_SOC
CÇ_ASS
Ocupação Zonas de Caça Turística
CÇ_TUR
Ocupação do total de zonas de caça
Densidade da população humana
CÇ_TOT
POP_HUM
Distância às áreas urbanas
DIST_URB
Densidade de estradas
DENS_EST
DIST_EST
Número de polígonos
NUM_PG_U
Dimensão média dos polígonos
DIM_PG_U
Comprimento da orla entre polígonos
ORL_PG_U
Índice da forma média dos polígonos
FOR_PG_U
1 = presença
ver CÇ_NAC
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 0,75 km2]
3 = ]0,75; 1 km2]
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,5 km2]
2 = ]0,5; 1 km2]
ver CÇ_ASS
1 = [0 - 10 hab/km]
2 = mais de 10 hab/km
1 = [0 - 2500 m]
2 = ]2500 - 5000 m]
3 = mais de 5000 m
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,015 km2]
2 = ]0,015; 1 km2]
1 = [0 - 500 m]
2 = ]500 - 1500 m]
3 = ]1500 - 5000 m]
4 = mais de 5000 m
1 = [1 - 5[
2 = [5 – 15]
3 = mais de 15
1 = [0 - 10 Km2[
2 = [10 - 30 Km2]
3 = mais de 30 Km2
1 = [1 - 7000 m[
2 = [7000 - 14000 m]
3 = mais de 14000 m
1 = [0 - 1,4[
2 = [1,4 - 1,7]
por classe de uso do solo *
DIV_PG_U
NUM_PG_C
ORL_PG_C
FOR_PG_C
* Classes de uso do solo: ABERTOS, FECHADOS E HUMANA_2
DIV_PG_C
3 = mais de 1,7
1 = [0 - 0,25[
2 = [0,25 - 0,5]
3 = mais de 0,5
1 = [1 - 3]
2 = [4 - 7 ]
3 = mais de 7
1 = [0 - 7000 m[
2 = [7000 - 12000 m]
3 = mais de 12000 m
0=0
1 = [1 - 1,5]
2 = mais de 1,5
ver DIV_PG_U
ANEXO III
Codificação das variáveis utilizadas no desenvolvimento do modelo preditivo de ocorrência para as várias
espécies
Variável
Descrição
Altitude média
Altitude
Altitude máxima
Amplitude de altitude
Declive médio
Declive
Declive máximo
Amplitude de declive
Distância a todos os rios
Distância aos rios ordem 2
Hidrologia
Distância aos rios ordem 1 e 2
Distância aos rio ordem 5 e 6
Comprimento dos rios todos
Classes
1
2
1
2
3
1
2
3
1
2
3
4
1
2
3
1
2
3
1
2
3
4
0
1
1
2
3
1
2
3
1
2
3
1
2
1
2
3
1
2
3
1
2
3
Intervalos
[0,160[
[160,+ ∞[
[0,180[
[180,220[
[220,+ ∞[
[0,40[
[40,80[
[80,+ ∞[
[0,4[
[4,6[
[6,10[
[10,+ ∞[
[0,30[
[30,45[
[45,+ ∞[
[0,20[
[20,40[
[40,+ ∞[
[0,200[
[200,300[
[300,500[
[500,+∞ [
[0,100[
[100,+ ∞[
[0,1000[
[1000,5000[
[5000,+ ∞[
[0,3000[
[3000,7000[
[7000,+ ∞[
[0,2000[
[2000,10000[
[10000,+ ∞[
[0,500[
[500,+ ∞[
[0,500[
[500,4000[
[4000,+ ∞[
[0,2000[
[2000,8000[
[8000, + ∞[
[0,800[
[800,1400[
[1400,+ ∞[
RELATÓRIO FINAL (2003)______________________________________________________________________________________________________ANEXO III
Comprimento dos rios de ordem 1
Comprimento dos rios de ordem 1 e 2
Hidrologia
Tipo de linha de água dominante
Características do rio
Largura
Velocidade
Profundidade
Grau de eutrofização
Transparência da água
Ordem dos rios
Substrato do leito
1
2
3
1
2
1
2
1
2
1
2
3
1
2
1
2
1
2
3
1
2
3
1
2
3
4
0
1
2
3
1
2
3
4
1
2
3
0
1
0
1
2
3
4
5
6
1
2
3
4
[0,200[
[200,1200[
[1200,+ ∞[
[0,100[
[100,+ ∞[
[0,500[
[500,+ ∞[
[0,200[
[200, + ∞[
[0,200[
[200,1200[
[1200, + ∞[
[0,500[
[500, + ∞[
[0,100[
[100,+ ∞[
Estreita
Mediana
Larga
Temporário
Semi-temporário
Permenente
[0,1[
[1,3[
[3,6[
[>6[
Parada
Fraca
Média
Forte
[<0.5[
[0.5,1.5[
[1.5,2.5[
[>2.5[
Baixo
Médio
Alto
Transparente
Turva
Charca
Ordem1
Ordem2
Ordem3
Ordem4
Ordem5
Ordem6
Areia
Gravilha (<1cm)
Pedra (>1cm e <15cm)
Rocha (15cm)
Área total de charcas
Planos de água
Nº charcas
Abundância de espécies vegetais
Presença/ausência de freixo
Presença/ausência de zambujeiro
Presença/ausência de silvados
Margem dos rios
Presença/ausência de juncos
Presença/ausência de aloendro
Presença/ausência de Securinega tinctoria
Presença/ausência de choupo
Presença/ausência de amieiro
Presença/ausência de eucalipto
Presença/ausência de Quercus sp.
Presença/ausência de salsa parrilha
Presença/ausência de herbáceas
Presença/ausência de outros
Altura das árvores
Altura dos arbustos
Altura da vegetação nas margens
Cobertura vegetal
Substrato da margem
Galeria ripícola aberta/fechada
Galeria ripícola contínua/ descontínua
Classes de galeria ripícola
1
2
1
2
3
[0,1000[
[1000,+ ∞[
0
0.8
>1
0
1
2
3
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
0
1
m
m
m
%
1
2
3
4
5
6
1
2
1
2
0
1
2
3
4
Ausente
Herbáceas
Lenhosas
Arbustivo+árvores
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Arenoso
Intermédio
Compacto
Argiloso
Pedregoso
Rochoso
Aberta
Fechada
Contínua
Descontínua
Ausente
Aberta e descontínua
Aberta e contínua
Fechada e descontínua
Fechada e contínua
Presença/ausência de Cambissolo
Tipo de solo
Presença/ausência de Litossolo
Presença/ausência de Luvissolo
Presença/ausência de Xistos
Presença/ausência de Ígneas
Geologia
Presença/ausência de Carbonatadas
Presença/ausência de Metavulcanitos
Presença/ausência de Depósitos recentes
1
2
1
2
1
2
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Presença
Ausência
Aglomerados
rochosos
Presença/ausência de aglomerados
1
2
Presença
Ausência
Afloramentos
rochosos
Presença/ausência de afloramentos*
1
2
Presença
Ausência
Cobertura
do solo
Área de estepes
1
2
3
1
2
3
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
3
0
1
2
3
4
1
2
[0,10[
[10,50[
[50,100[
[0,10[
[10,70[
[70,+ ∞[
[0,10[
[10,100[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,1[
[1,3[
[3,+ ∞[
S/ vegetação ripícola
Veg. ripícola rasteira
Veg.ripícola médio porte
Galeria ripícola aberta
Galeria ripícola fechada
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,40[
[40,80[
[80,+ ∞[
Área de montado sem subcoberto
Área de montado com subcoberto
Área de matos
Área de matagal
Área de pomar
Área de vinha
Área ripícola
Vegetação ripícola dominante
Área de matos + matagais
Área de áreas abertas
1
2
3
Área de áreas fechadas
Área de pinhal + eucaliptal
Área de agrícolas
Area de elevada intervenção humana
(eucaliptal+pinhal+pomar+vinha+área social)
Comprimento de orla
Índice da forma média das manchas de biótopos
Índice da dimensão média das manchas de
biótopos
1
2
3
1
2
1
2
1
2
1
2
3
1
2
3
1
2
3
1
2
3
1
2
3
4
[0,10[
[10,50[
[50,+ ∞[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,5[
[5,+ ∞[
[0,6[
[6,10[
[10,+ ∞[
[2000,8000[
[8000,14000[
[14000,+ ∞[
[1.1,1.5[
[1.5,1.8[
[1.8,+ ∞[
[0,10[
[10,25[
[25,+ ∞[
[0,0.5[
[0.5,0.8[
[0.8,1.1[
[1.1,+ ∞[
1
2
3
[0,5[
[5,8[
[8,+ ∞[
1
2
3
4
1
2
3
1
2
3
1
2
3
4
[0,10000[
[10000,14000[
[14000,20000[
[20000,+ ∞[
[0,1.4[
[1.4,1.8[
[1.8,+ ∞[
[0,10[
[10,30[
[30,+ ∞[
[0,0.3[
[0.3,0.7[
[0.7,1.1[
[1.1,+ ∞[
Uso do solo
Nº de polígonos nas novas classes
Comprimento da orla nas associações
Índice da dimensão média das associações de
biótopos
Índice de diversidade de Shannon das
associações
Coelho
Áreas urbanas
Abundância de
coelho nas
aleatórias
0
1
2
3
Ausência
Ocorrência esporádica ou marginal
Ocorrência constante sem evidência de reprodução
Ocorrência constante com evidência de reprodução
Densidade de população humana
1
2
3
Nº/km2
[0,4000[
[4000,6000[
[6000,+ ∞[
Casas rurais
Nº de casas rurais
1
2
Presença
Ausência
Fontes de poluição
Distância a fontes de poluição
1
2
3
[0,2000[
[2000,4000[
[4000,+ ∞[
1
2
1
2
1
2
3
1
2
Presença
Ausência
Presença
Ausência
[0,100000[
[100000,1000000[
[1000000,+ ∞[
<1000000
>1000000
1
2
3
1
2
3
1
2
3
1
2
3
[0,2[
[2,4[
[4,+ ∞[
[0,1500[
[1500,3500[
[3500,+ ∞[
[0,2000[
[2000,10000[
[10000,+ ∞[
[0,1500[
[1500,3500[
[3500,+ ∞[
0
1
2
3
0
1
2
3
0
1
2
3
0
1
2
3
0
1
2
3
0
1
2
3
Ausente
Pouco
Médio
Muito
Ausente
Pouco
Médio
Muito
Ausente
Pouco
Médio
Muito
Ausente
Pouco
Médio
Muito
Ausente
Pouco
Médio
Muito
Ausente
Pouco
Médio
Muito
Área total das zonas de caça associativa
Área total das zonas de caça social
Zonas de caça
Área total das zonas de caça turística
Área total das zonas de caça
Nº de estradas
Distância a todas as estradas alcatroadas
Estradas
Distância às estradas secundárias
Nº de estradões a 100m dos rios estradas
Classes de disponibilidade de bivalves
Classes de disponibilidade de lagostim
Presas de Lontra
Classes de disponibilidade de peixes
Classes de disponibilidade de anfíbios
Classes de disponibilidade de répteis
Classes de disponibilidade de presas total
ANEXO IV
Testes estatísticos utilizados nos modelos de regressão logística múltipla.
⇒ Teste do Qui-Quadrado (PEREIRA, 1996)
H0 = não existe associação entre a variável dependente e cada uma das variáveis independentes.
Se os valores obtidos traduzirem um p<0.25 rejeita-se a H0, isto é, a variável entra no próximo passo.
⇒Teste da Razão de Verosimilhanças para interacções (PEREIRA, 1996)
G = D (modelo sem a interacção) – D (modelo com a interacção) onde,
D= -2 log likelihood
O valor de G é comparado com χ2 para os graus de liberdade g.l.= nº de variáveis indicatrizes da 1º variável × nº de variáveis
indicatrizes da 2º variável, para a hipótese nula do modelo se ajustar aos dados. Se p for <0.05 então a interacção entre as duas
variáveis optimiza o modelo.
RELATÓRIO FINAL (2003)_____________________________________________________________________________________________________ANEXO IV
ANEXO V
Georreferenciação dos dados relativos à ocorrência de Mustela putorius
na área de Regolfo de Alqueva e Pedrógão
( fase pré-desmatação/desarborização)
(coordenadas no sistema de projecção GAUSS elipsóide Hayford Datum Lisboa)
Quadrícula
441B
441D
452B
452B
452B
452D
452D
452D
452D
452D
452F
452F
452F
463C
463G
474B
474C
474C
474C
474C
474F
474G
481C
481C
481C
481G
482E
482F
483H
483H
483H
490B
490C
490C
490C
490D
490D
490G
491A
491C
491F
491F
491F
491F
491F
491G
491G
491H492E
492C
Coordenada X
267656
276433
267248
267316
266919
275145
275188
275173
275172
275127
268412
266605
265222
272570
271412
269127
272057
272790
272829
272790
269148
273656
240712
240722
244213
242265
248154
250164
264481
264437
264238
239997
241777
244879
241777
245994
245269
240396
249061
256755
252079
252063
252055
252348
254543
255323
255118
261298
272368
Coordenada Y
195505
199452
188851
188875
188667
188462
189441
188321
188255
188196
181649
182791
183278
176070
171315
169626
168432
167336
167379
167336
164548
162347
159615
159579
157566
150899
153892
151575
158539
158553
158976
148958
144969
147537
144969
146178
147703
141663
146055
148477
141071
141084
141093
140421
143034
143124
142790
143811
149438
Tipo de Indício
Dejecto
Rasto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Animal morto
Animal morto
Animal morto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Pegada
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Pegada
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
RELATÓRIO FINAL (2003)______________________________________________________________________________________________________ANEXO V
Quadrícula
492H
501B
501C
501C
501C
501E
501F
Coordenada X
278691
251151
259419
255522
255565
249119
254796
Coordenada Y
141971
136749
136150
138728
139784
134297
132464
Tipo de Indício
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Rasto
Dejecto
Pegada
Georreferenciação dos dados relativos à ocorrência de Mustela putorius
( fase pós-desmatação/desarborização)
Quadrícula
441C
441F
441F
452E
463C
463G
472
472D
472D
473
473G
473G
473H
474
474
474F
474F
474F
474F
474F
474F
481B
481C
481C
482F
483A
483A
483H
483H
483H
490
490
490
490D
492D
492E
501G
503
Coordenada X
274965
267103
267483
264894
272759
271168
230952
246103
240215
258156
260709
261906
261920
265626
268586
269411
265426
265701
264295
261100
268910
235079
242018
241817
250678
264825
264063
275899
275887
275561
240305
240305
240305
245892
279275
265255
256118
285258
Coordenada Y
195311
193865
192855
183315
176249
171931
171207
164290
166069
161503
165055
165198
161279
165947
168244
164885
161081
160741
162586
160933
164433
159859
158824
158917
152563
159086
158722
151464
151456
151363
141574
141574
141574
146341
148892
183300
133264
135384
Tipo de Indício
Pegada
Dejecto
Rasto
Pegada
Dejecto
Dejecto
Atropelado
Atropelado
Atropelado
Atropelado
Atropelado
Atropelado
Atropelado
Atropelado
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Atropelado
Atropelado
Dejecto
Rasto
Pegada
Dejecto
Pegada
Atropelado
Observação
Dejecto
Dejecto
Observação
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Pegada
Dejecto
Rasto
Pegada
Dejecto
Quadrícula
503
513
513
Coordenada X
285291
276260
271288
Coordenada Y
135352
122486
121068
Tipo de Indício
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Georreferenciação dos dados relativos à ocorrência de Lutra lutra
Quadrícula 5x5
441B
441B
441C
441D
441D
441D
441D
441E
441G
441G
441G
441H
441H
441H
441H
441H
441H
452A
452B
452B
452D
452D
452D
452E
452E
452F
452F
452F
452G
452H
452H
452H
452H
452H
463A
463C
463C
463C
463C
463E
Coordenada X
267706
269146
271862
277639
278169
276447
279579
261400
274122
273639
271437
275315
275982
275148
275384
275337
275428
263687
266520
267441
274990
275177
275183
264757
264716
268193
265226
266606
274875
275899
275632
275618
275847
275214
262819
272588
272640
273464
273902
262996
Coordenada Y
195648
199237
197922
197774
196929
199458
198947
192144
190602
191736
192604
193028
194024
194307
190328
190512
192652
185507
185917
188969
189738
189361
188246
184036
183982
182376
183283
182795
182651
181429
184565
181580
181347
182425
179243
175951
176722
179552
178981
170384
Tipo de Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Quadrícula 5x5
463F
463F
463F
463F
463G
463G
463G
474A
474B
474B
474B
474B
474C
474C
474C
474C
474C
474E
474F
474F
474F
474F
474F
474F
474F
474G
474G
481A
481B
481C
481C
481C
481C
481C
481C
481C
481C
481C
481C
481D
481D
481E
481E
481E
481F
481F
481G
481G
482A
482A
482A
Coordenada X
266326
266331
266929
268324
271209
271415
271264
263182
268364
269051
268996
268361
271172
270766
270320
272248
272886
262983
269411
266147
265858
267601
267970
267018
266458
273651
273652
233381
235748
242829
241461
240786
241994
241540
241901
244102
241414
241838
242905
245456
245541
232149
234087
234115
237498
254875
241389
242240
249920
248564
248742
Coordenada Y
172156
172155
172416
172598
171989
171397
170501
165106
167776
169221
169290
167801
168975
167959
167804
168521
167699
162845
164885
162155
160088
161927
161907
161132
160062
162259
162264
159004
155692
155074
159121
159545
159655
159120
159548
157609
156986
156607
155032
157363
157325
152952
151360
151341
154507
140535
152831
150861
156252
158480
158347
Tipo de Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Observação/Captura
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Quadrícula 5x5
482A
482D
482D
482E
482E
482F
482F
482G
482G
482H
482H
482H
483A
483B
483B
483C
483F
483G
483G
483G
483H
483H
490C
490C
490C
490C
490C
490C
490D
490D
490D
490E
490F
490G
490G
490G
490H
491A
491A
491A
491A
491A
491A
491B
491B
491C
491D
491E
491F
491F
491F
Coordenada X
249216
262414
263143
248738
248154
250146
251367
259400
259575
262089
261649
261555
265157
265933
265428
270244
269376
273490
270599
270610
277405
277436
243407
241381
241515
241989
242908
241777
245875
246359
246043
233428
237362
240455
241413
240396
245170
249061
249305
249193
249563
249269
249563
251570
252909
256755
261756
249236
252055
252714
254447
Coordenada Y
156023
159326
159154
152794
153892
151537
151800
150750
150575
152405
152650
151265
158404
156385
159496
158754
150682
151495
150272
150287
152138
152206
147059
146529
146601
147626
147419
144969
149254
145384
146383
142214
142233
140598
142005
141663
143382
146055
147496
147318
147217
145697
147217
147978
146651
148477
148234
143404
141093
140622
140230
Tipo de Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Morto
Indício
Indício
Indício
Indício
Quadrícula 5x5
491F
491F
491G
491G
491H
492B
492B
492B
492B
492B
492B
492C
492C
492D
492D
492D
492F
492F
492F
492F
492G
492G
492H
492H
501B
501B
501B
501B
501C
501C
501C
501E
501F
501G
501H
Coordenada X
254667
254551
255338
255299
261274
268879
269061
268316
269113
269061
265612
270105
272330
279239
278734
279969
265075
265122
269545
265381
270297
271969
277170
278691
253878
254285
253877
253056
255519
257172
258824
248605
254796
255198
263595
Coordenada Y
142967
143027
143096
141903
143762
149726
149941
147570
149909
149941
149818
159117
149687
148984
149573
148182
143949
143853
142654
142878
144450
141393
141133
141971
139071
138593
139069
139616
139891
138202
139298
132919
132464
132660
133788
Tipo de Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Fêmea grávida
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Observação Crias
Indício
Indício
Indício
Indício
Indício
Georreferenciação dos dados relativos à ocorrência de gato-bravo
na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva
Quadrícula 5x5
440
441
441
441
452
452
463
472
Coordenada X
250373
267691
271122
271210
267704
267316
271154
241323
Coordenada Y
193416
195520
199173
199203
188387
188874
175331
165512
Tipo de Indício
1 dejecto
2 dejectos
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
2 dejectos
1 dejecto
Indivíduo atropelado
Quadrícula 5x5
Coordenada X
Coordenada Y
Tipo de Indício
474
474
474
474
474
474
474
481
481
481
482
482
482
482
483
483
483
483
483
483
491
491
491
491
491
491
491
491
491
491
491
491
491
492
492
493
500
501
501
502
502
503
513
513
514
515
515
515
515
515
524
270132
266676
266558
266283
266480
266480
267183
244376
244247
242942
248964
249202
261426
261582
265452
273455
274032
276550
277512
277770
259209
258421
259179
255301
256141
259303
259100
259034
256213
256151
262518
262646
262518
266571
265307
283985
243290
251487
258935
265281
275292
295431
270797
272252
280030
298808
298819
298780
299068
298262
274050
168247
163083
162687
163209
162600
162600
162656
157343
156894
151632
150886
150734
153797
151201
155139
151467
152607
150965
152353
152392
141018
149035
149091
141884
142587
142636
141400
141218
142596
142505
142029
142178
142029
148412
142951
146593
137050
135932
138249
133216
131547
134619
121338
120290
129191
123507
123582
123476
124119
121573
109928
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 latrina
1 latrina
2 dejectos
1 dejecto
1 dejecto
1 latrina
Observação directa
1 dejecto
1 latrina
1 latrina
1 latrina
1 latrina
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 latrina
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 latrina
1 dejecto
1 dejecto
3 dejecto
1 latrina
1 latrina
2 latrinas
1 latrina
1 latrina
2 dejectos
1 latrina
1 latrina
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 latrina
2 dejectos
1 latrina
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
1 dejecto
Georreferenciação dos dados relativos à ocorrência de gato-bravo
na área cartográfica do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva
( fase pós-desmatação/desarborização)
Quadrícula 5x5
474
474
474
474
474
474
474
474
474
474
474
474
474
490
501
501
Coordenada X
264752
267968
268284
268264
268264
268293
268264
268264
268264
268264
267217
267137
266501
242924
258898
262717
Coordenada Y
161964
168424
168325
168410
168410
168303
168410
168410
168410
168410
162658
162556
161572
140763
138167
137748
Tipo de Indício
Dejecto
2 dejectos
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
Dejecto
ANEXO VI – Ficha do toirão capturado
Captura de Carnívoros
Espécie:
Sexo: M
Mustela putorius
Modo de captura:
Data de análise: 7/03/2001
Nº Mp 1
Local: Quadrícula 36 – A1
Freguesia/Concelho:
Caixa de 1 entrada
Data de captura: ____7/03/2001_______
Recaptura
Alandroal
Data de libertação:_____7/03/2001________________
Biótopo: Galeria ripícola
Pelagem: Normal
UTM:
Anestésico
Tipo:
Quantidade (ml) / Horas
Q 0,2
H 16:40
Imalgéne
1000
Início act.
1º mov.
Recuper. total
Comportamento do animal: __Não adormeceu completamente____________________________
Biometria
Peso
1,300
CT
CC
66,7
Kg
CPP
16,4
cm
cm
H. ichneumon:
AG
6,9
CO
15,8
cm
2,2
cm
C. pincel:
LO
PP
1,6
cm
17,0
cm
cm
C. fim coluna ao fim pincel:
Cicatrizes/Feridas/Marcas naturais – Não tem
Cabeça/Pescoço
Dorso
Ventre
Traseira
Outras
Dentição
Descrição: __Dentição completa, sã e romba_____________________________
Idade: __Adulto 1____
Mamas
Local.
Peitorais
Esq
D
Abdominais
Dir
ND
D
Esq
ND
D
Inguinais
Dir
ND
D
Esq
ND
D
Dir
ND
D
ND
Nº
Comp.
Comp.
Vagina
Perf
Não Perf
Esfregaço
Forma
Humidade
Gestação:
Evidente Não evidente
Testículos - Escrotais
Comp
1,5 cm
Larg
“Pinch”
Posição
Forma
Dens. pelagem
Mov.
3 cm (2)
Sinais externos de doença:
X Não
Sim
Identificação: ____________________________________________________
Parasitas
Pulgas
Ectoparasitas
Piolhos
Endoparasitas
Carraças
Identificação
Identificação
Temperatura anal: __37,4__ (ºC)
DNA
X
Fezes
Garra, orelha e pêlo
X
Sangue
Hemat. (%)
GV (mm3)
GB (mm3)
Hemog. (Hb/dl)
Urina
PH
Glucose
Ac. Ascorb.
Cetonas
Nitritos
Prot.
Bilir.
Urobilin.
Sangue
Diagnóstico Rápido
Colar de rádio
Frequência:
Data:
Marcação
Localização da marca (corte):
Bordo anterior da orelha direita
Registo fotográfico
Registo de: _____Slides (Hugo)____Negativos (Maria João)________________________________________
Observações: ___________________________________________________________________________
_________________________________________________________________________________________
ANEXO VII
Resultados do teste da análise univariada para o desenvolvimento do modelo preditivo da ocorrência de toirão na área cartográfica
do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva (as variáveis a verde foram seleccionadas para análise seguinte).
Descrição
Ordem do rios
Presença/ausência de charcas
Perímetro de água
Presença/ausência de aglomerados rochosos
Presença/ausência de afloramentos rochosos
Área de Estepes
Área de Montado sem subcoberto
Área de Montado com subcoberto
Área de Matos+ Matagal+ Olival selvagem
Área de Plantações recentes
Área de Eucaliptal+ Pinhal
Área de Pomar
Área de Agrícola (Vinha+ pomar)
Área de Vegetação ripícola
ASSOCIAÇÕES DE BIÓTOPOS
Área de Abertos (estepes+mon_s_sub)
Áreas de Fechados (mon c/ sub+matos+matagais+olival selv,+ripicola)
Área de elevada intervenção humana
Comprimento da orla total entre biótopos
Índice médio da dimensão das manchas de biótopo
Número de polígonos nas associações
Comprimento da orla total entre associações
Índice da forma média das manchas de associações
Índice médio da dimensão das manchas de associações
Índice de diversidade de Shannon das associações
Densidade de latrinas de coelho em 2x2km
Presença/ausência de coelho em 1x1Km
Área das zonas de caça associativa
Área das zonas de caça turística
Valor de p do Teste MannWhitney
0,036
0,592
0,188
0,776
0,151
0,472
0,729
0,284
0,115
0,768
0,035
0,348
0,349
0,432
0,947
0,010
Valor de p do Teste do
χ2
0,465
0,039
0,193
0,033
-
0,177
-
0,214
0,355
0,136
0,217
0,027
0,349
0,969
0,961
0,256
0,080
0,416
0,606
0,783
0,497
0,217
0,443
0,953
0,973
0,492
-
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________ANEXO VII
Resultados do teste da análise univariada para o desenvolvimento do modelo preditivo da ocorrência de lontra na área cartográfica
do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva (as variáveis a verde foram seleccionadas para análise seguinte).
Descrição
Altitude média
Declive máximo
Características do rio
Largura
Velocidade
Profundidade
Grau de eutrofização
Transparência da água
Ordem dos rios
Classes de ordem dos rios
Substrato do leito
Abundância de espécies vegetais
Presença/ausência de freixo
Presença/ausência de zambujeiro
Presença/ausência de silvados
Presença/ausência de juncos
Presença/ausência de aloendro
Presença/ausência de Securinega tinctoria
Presença/ausência de outros
Altura das árvores
Altura dos arbustos
Altura da vegetação nas margens
Cobertura vegetal
Substrato da margem
Presença/ausência de igneas
Presença/ausência de carbonatadas
Presença/ausência de metavulcanitos
Presença/ausência de depósitos recentes
Área de Estepes
Área de Matos+ Matagal
Áreas de Fechados (mon c/ sub+matos+matagais+olival
selv,+ripicola)
Classes de disponibilidade de bivalves
Classes de disponibilidade de lagostim
Valor de p do teste de Wald
0,081
0,023
0,051
0,004
0,017
0,006
0,005
0,223
0,001
0,304
0,06
0,644
0,331
0,808
0,092
0,512
0,530
0,690
0,989
0,415
0,644
0,083
0,957
0,002
0,724
0,557
0,775
0,785
0,405
0,125
0,533
0,181
0,605
0,136
0,497
0,180
0,042
0,693
0,564
0,646
0,017
0,030
0,113
0,167
0,030
0,492
0,483
0,850
0,009
0,029
0,043
0,161
0,938
0,014
Classes de disponibilidade de peixes
Classes de disponibilidade de anfíbios
Classes de disponibilidade de répteis
Classes de disponibilidade de presas total
Distância às fontes de poluição
Número de estradões a 100m dos rios
Ordem do rio
Linha de água
Galeria ripícola aberta/fechada
Galeria ripícola contínua descontínua
Presença/ausência de choupo
Presença/ausência de amieiro
Presença/ausência de eucalipto
Presença/ausência de Quercus sp.
Presença/ausência de salsa parrilha
Presença/ausência de herbáceas
Classes de galeria ripícola
0,000
0,135
0,949
0,049
0,185
0,112
0,137
0,225
0,354
0,172
0,008
0,010
0,117
0,793
0,297
0,731
0,329
0,393
0,780
0,223
0,643
Resultados do teste da análise univariada para o desenvolvimento do modelo preditivo da ocorrência de gato-bravo na área
cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva (as variáveis a verde foram seleccionadas para análise seguinte).
Descrição
Ordem do rios
Perímetro de água
Presença/ausência de aglomerados de pedra
Área de Estepes
Área de Montado com subcoberto
Área de Pomar
ASSOCIAÇÕES DE BIÓTOPOS
Áreas de Fechados (mon c/ sub+matos+matagais+olival selv.+ripicola)
Área de elevada intervenção humana (eucaliptal+pinhal+pomar+vinha+área social)
Comprimento da orla total entre biótopos
Índice médio da dimensão das manchas de biótopo
Número de polígonos nas associações
Comprimento da orla total entre associações
Índice da forma média das manchas de associações
Índice médio da dimensão das manchas de associações
Índice de diversidade de Shannon das associações
Densidade de latrinas de coelho em 2x2 Km
Presença/ausência de coelho em 1x1 Km
Área das zonas de caça associativa
Área das zonas de caça turística
Valor de p do Teste
Mann-Whitney
0,356
0,200
0,640
0,395
0,415
0,152
0,962
0,378
0,057
0,872
0,024
0,716
0,458
0,302
Valor de p do
Teste do χ2
0,278
0,326
0,121
0,013
-
0,250
0,154
0,010
0,666
0,386
0,642
0,694
0,774
0,957
0,791
0,221
0,970
0,774
0,002
0,018
0,910
0,200
0,227
0,175
0,050
0,994
0,179
-
ANEXO VIII
Codificação das variáveis utilizadas no desenvolvimento do modelo predictivo de ocorrência de toirão na área cartográfica do
Empreendimento para Fins Múltiplos do Alqueva.
Descrição
Presença/ausência de aglomerados de pedra
Perímetro de água
Áreas de Fechados (mon_c_sub+matos+matagais+olival
selv.+ripicola)
Nº de polígonos de biótopos
Índice da dimensão média dos polígonos
Classes
[0, 250[
[250, 500[
[500, 1000[
[1000, +∞ [
[0, 1000[
[1000, 5000[
[5000, 10000[
[10000, +∞ [
Presente
Ausente
Presente
Ausente
0
[1,1000[
[1000,2500[
[2500,6000[
0
[1, 50000[
[50000, +∞[
Presente
Ausente
0
[1, 50000[
[50000, 150000[
[150000, +∞[
0
[1, 10000[
[10000, 100000[
[100000, +∞ [
[1-7[
[8-15[
[15, +∞[
[0,1.5[
[1.5, 1.75[
[1.75, 2[
[2, +∞[
[1, 7[
[7, 13[
[13, +∞[
[0, 0.5[
[0.5, 1[
[1, +∞[
0
[1,15000[
[15000, +∞[
Códigos
1
2
3
4
1
2
3
4
1
0
1
0
1
2
3
4
1
2
3
1
0
1
2
3
4
1
2
3
4
1
2
3
1
2
3
4
1
2
3
1
2
3
1
2
3
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________ANEXO VIII
ANEXO IX
Grupo 1
para analisar efeito da desmatação, desarborização e enchimento
quadriculas
17
20
21
22
23
26
27
30*
31
32
35
36
37
41
45
58
59
62/ALC2
73
75
76
77
78
79
82
D5
antes
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
2000
0 meses
Dez-01
Dez-01
Dez-01
Jan-02
Jan-02
Dez-01
Dez-01
Out-01
Out-01
Out-01
Ago-01
Ago-01
Ago-01
Dez-01
Dez-01
Jul-01
Jul-01
Ago-01
Out-01
Out-01
Out-01
Jun-01
Out-01
Jun-01
Dez-01
Jul-01
3 meses
Mar-02
Mar-02
Mar-02
Abr-02
Abr-02
Mar-02
Mar-02
Jan-02
Jan-02
Jan-02
Nov-01
Nov-01
Nov-01
Mar-02
Mar-02
Out-01
Out-01
Nov-01
Jan-02
Jan-02
Jan-02
Set-01
Jan-02
Set-01
Mar-02
Set-01
6 meses
Jun-02
Jun-02
Jun-02
Jul-02
Jul-02
Jun-02
Jun-02
Abr-02
Abr-02
Abr-02
Fev-02
Fev-02
Fev-02
Jun-02
Jun-02
Jan-02
Jan-02
Fev-02
Abr-02
Abr-02
Abr-02
Dez-01
Abr-02
Dez-01
Jun-02
Dez-01
9 meses
Set-02
Set-02
Set-02
Out-02
Out-02
Set-02
Set-02
Jul-02
Jul-02
Jul-02
Mai-02
Mai-02
Mai-02
Set-02
Set-02
Abr-02
Abr-02
Mai-02
Jul-02
Jul-02
Jul-02
Mar-02
Jul-02
Mar-02
Set-02
Mar-02
12 meses
Dez-02
Dez-02
Dez-02
Jan-03
Jan-03
Dez-02
Dez-02
Out-02
Out-02
Out-02
Ago-02
Ago-02
Ago-02
Dez-02
Dez-02
Jul-02
Jul-02
Ago-02
Out-02
Out-02
Out-02
Jun-02
Out-02
Jun-02
Dez-02
Jun-02
15 meses
Mar-03
Mar-03
Mar-03
Jan-03
Jan-03
Jan-03
Nov-02
Nov-02
Nov-02
Out-02
Out-02
Nov-02
Jan-03
Jan-03
Jan-03
Jan-03
-
18 meses
Jun-03
Jun-03
Jun-03
Abr-03
Abr-03
Abr-03
Fev-03
Fev-03
Fev-03
Jan-03
Jan-03
Fev-03
Abr-03
Abr-03
Abr-03
Abr-03
-
21 meses
Set-03
Set-03
Set-03
Jul-03
Jul-03
Jul-03
Mai-03
Mai-03
Mai-03
Abr-03
Abr-03
Mai-03
Jul-03
Jul-03
Jul-03
Jul-03
-
24 meses
Out-03
Out-03
Out-03
Ago-03
Ago-03
Ago-03
Jul-03
Jul-03
Ago-03
Out-03
Out-03
Out-03
Out-03
-
Grupo 2
para analisar efeito da desmatação, desarborização e enchimento
novas
86
87
antes
2001
2001
0 meses
Jun-01
Jun-01
3 meses
Set-01
Set-01
6 meses
Dez-01
Dez-01
9 meses
Mar-02
Mar-02
12 meses
Jun-02
Jun-02
15 meses
-
18 meses
-
21 meses
-
24 meses
-
2ª fase
18
29
54
83
antes
2000
2000
2000
2000
0 meses
Mar-02
Mar-02
Mai-02
Mai-02
3 meses
Jun-02
Jun-02
Ago-02
Ago-02
6 meses
Set-02
Set-02
Nov-02
Nov-02
9 meses
Dez-02
Dez-02
Fev-03
Fev-03
12 meses
Mar-03
Mar-03
Mai-03
Mai-03
15 meses
Jun-03
Jun-03
Ago-03
Ago-03
18 meses
Set-03
Set-03
-
21 meses
-
24 meses
-
3 meses
Mai-02
Mai-02
Mai-02
Mai-02
Mai-02
3 meses
Dez-02
Dez-02
Dez-02
6 meses
Ago-02
Ago-02
Ago-02
Ago-02
Ago-02
6 meses
Mar-03
Mar-03
Mar-03
9 meses
Nov-02
Nov-02
Nov-02
Nov-02
Nov-02
9 meses
Jun-03
Jun-03
Jun-03
12 meses
Fev-03
Fev-03
Fev-03
Fev-03
Fev-03
12 meses
Set-03
Set-03
Set-03
para analisar efeito do enchimento
quadriculas
4/G6
5
7
8
13
transectos
TVinhas
TCodes
TAgosto
antes
2000
2000
2000
2000
2000
antes
2002
2002
2002
0 meses
Fev-02
Fev-02
Fev-02
Fev-02
Fev-02
0 meses
Set-02
Set-02
Set-02
ANEXO X
Proposta Síntese para a criação de uma Unidade Móvel para a Resolução de Situações de Emergência envolvendo
Carnívoros na área de regolfo de Alqueva e Pedrogão
ENQUADRAMENTO
A criação de uma Unidade Móvel para a resolução de situações de emergência envolvendo carnívoros na área de regolfo de
Alqueva e Pedrogão deve ser entendida como uma medida minimizadora dos impactes decorrentes das acções de destamatação e
desarborização na área a ser sujeita a inundação, tendo por objectivo o salvamento e recuperação de indivíduos cuja sobrevivência
se encontre ameaçada devido às acções acima referidas.
Os estudos desenvolvidos até ao momento têm vindo a revelar a importância vital do vale do rio Guadiana e seus principais
afluentes para espécies de carnívoros, e outros predadores (aves de rapina), alguns dos quais considerados prioritários devido ao
seu estatuto conservacionista (ver Relatório de Progresso relativo à Monitorização de Carnívoros, 2000). A proposta
consubstanciada no presente documento representa, assim, uma medida de intervenção directa que visa salvaguardar um conjunto
de espécies que ainda se encontram presentes na área de actuação do Empreendimento de Fins Múltiplos do Alqueva.
Conforme já amplamente divulgado, quer através dos relatórios de progresso, quer em pareceres emitidos, nomedamente para o
GTPN, quer em reuniões tidas com representantes da EDIA, e dada a capacidade de reação das espécies em causa a factores
externos de perturbação, os cenários mais previsíveis são os que se referem a:
(i)
indivíduos adultos que, por apresentarem actividade maioritariamente nocturna, possam inadvertidamente ficar
encurralados nos seus refúgios diurnos e sofrerem a acção directa das máquinas que lhes poderão causar ferimentos em
diferentes graus;
(ii)
crias dependentes dos adultos e, como tal, sem capacidade de fuga.
Face à cronologia do ciclo reprodutor das espécies envolvidas, a primeira situação (i) será a mais previsível no imediato e atingirá
sobretudo fêmeas que, uma vez em fase de gestação, darão início às actividades de procura e preparação do local onde devrão
ocorrer os nascimentos. A vulnerabilidade das fêmeas reprodutoras manter-se-á, contudo, até ao período de emancipação das crias
(Setembro/Outubro) já que está documentado o forte instinto que une as fêmeas de carnívoros às suas crias, particularmente em
espécies não sociais. A ocorrência da segunda situação (ii) será mais provável a partir de finais de Abril/Maio e manter-se-á até
Setembro/Outubro, altura em que os juvenis já atingiram dimensões corporais próximas das dos adultos e logo maior capacidade de
fuga. Não é de excluir contudo a possibilidade de ocorrência de segundas gestações no final do Verão ou príncipio do Outono, facto
este já registado em outros locais (e.g. serra de Grândola) e que está relacionado com a amenidade do clima e as disponibilidades
alimentares.
RELATÓRIO FINAL (2003)______________________________________________________________________________________________________ANEXO X
REQUISITOS
A proposta apresentada contempla os meios (recursos humanos e logísticos) necessários ao conjunto de intervenções exequíveis,
apesar de já se ter dado início aos trabalhos de desmatação e desarborização na bacia do Guadiana e seus afluentes.
Perante os dois cenários previamente apresentados, e face à vastidão da área a ser intervencionada e ao afastamento
relativamente aos centros de tomada de decisão (e.g. ICN, CBA) a primeira medida que deve ser tomada é a da contratação, no
minímo, de dois técnicos com formação, experiências profissionais e competências distintas (1 biólogo e 1 médico veterinário) que
passarão a constituir uma unidade móvel para resolução de situações de emergência.
Os referidos técnicos deverão ser contratados em regime de exclusividade e deverão, preferencialmente, possuir experiência no
manuseamento de animais selvagens. Se tal não for possível, deverá ser realizado um curso de formação (uma a duas semanas),
por profissionais competentes na matéria, a fim dos técnicos contratados serem instruídos nos procedimentos e cuidados a ter.
A criação da referida unidade móvel impõe uma série de exigências que deverão ser integralmente cumpridas por forma a garantir o
sucesso da operação:
•
Garantia de contracto após o términus dos trabalhos conducentes à desarborização do último sub-bloco, por forma a garantir o
acompanhamento de animais em cativeiro e que aguardem libertação;
•
Garantia de alojamento, ou disponibilidade monetária para tal, em locais tão próximo quanto possível do centro momentâneo
das operações;
•
Cedência de telemóveis, e pagamento das respectivas despesas, por forma a permitir um contacto telefónico permanente,
incluindo com as equipas de desmatação;
•
Viatura com tracção às quatro rodas e com caixa longa, para permitir o transporte de animais em jaulas, e respectivas
despesas de combustível e portagens;
•
Caixas para transporte e imobilização de animais;
•
Equipamento e material de imobilização e primeiros socorros para solução de situações pouco gravosas e que permitam a
libertação dos indivíduos no imediato; deve ser igualmente considerado o material necessário para proceder à eutanásia de
animais gravemente feridos (ferimentos que incapacitem a sobrevivência do indivíduo a longo prazo ou que exigam a
amputação de partes do corpo (exceptua-se o lince desde que não esteja em causa a sua capacidade reprodutora);
•
Apresentação, por parte da EDIA, dos referidos técnicos aos responsáveis no terreno pelas equipas de desmatação, a fim de
que as mesmas sejam sensibilizadas e responsabilizadas pela resolução de eventuais situações de emergência; é
fundamental a garantia de que as referidas equipas têm a possibilidade de contactar a unidade móvel de emergência a
qualquer momento;
•
Articulação com os centros de acolhimento (nacionais e internacionais) identificados e seleccionados na sequência de outra
proposta, já viabilizada pela EDIA, que teve por objectivo a contratação de um biólogo que terá a seu cargo a
responsabilidade de efectuar um inventário e caracterização de todos os centros disponíveis e com condições para receber
animais e de estabelecer protocolos de cooperação com os mesmos.
•
Aquisição de duas ou três arcas frigoríficas, a serem colocadas em pontos estratégicos no interior da área de intervenção, a
fim de que possam ser recolhidos corpos de animais eventualmente mortos durante as acções de
desmatação/deasrborização, ou que tenham sido eutanasiados, por forma a permitir a subsequente necrópsia;
•
Estabelecimento de uma avença com um veterinário que demonstre experiência com animais selvagens a fim de que o mesmo
se responsabilize por eventuais intervenções cirúrgicas e pelo acompanhamento das necrópsias.
Durante o período em que os animais sejam mantidos em cativeiro, que deve ser o menor possível e determinado caso a caso,
devem assegurar-se as condições de isolamento relativamente a outros animais e o menor contacto possível com o homem, por
forma a garantir uma maior viabilidade da operação de translocação. Uma vez que a libertação não pode ocorrer no local original de
captura, a mesma deverá ter lugar tão próximo quanto possível deste, sugerindo-se para o efeito os terrenos entretanto
expropriados pela EDIA desde que as características dos habitats envolventes não ponham em causa a sua sobrevivência futura.
Caso assim seja, deve procurar-se a área mais próxima com capacidade de suporte, de preferência áreas sob a admnistração do
estado. Caso tal não seja possível, deve haver um contacto prévio com os proprietários dos terrenos mais adequados e o eventual
comprometimento através da atribuição de contrapartidas (a este propósito tanto o ICN como a EDIA poderão ter um papel fulcral)
deve ser tido em consideração.
Para que seja possível fazer uma avaliação do sucesso destas operações de salvamento de emergência, torna-se imprescindível
que todos os indivíduos libertados sejam marcados e, sempre que possível, munidos de um radio-emissor para que possam ser
monitorizados no período pós-libertação.
No que se refere à situação das crias, e como se trata de indivíduos cuja sobrevivência deverá ser assegurada por outrém, que
represente o papel da progenitora, torna-se necessário assegurar um local de cativeiro adequado onde os referidos indivíduos
possam ser utilizados como instrumentos de reprodução (centros de reprodução em cativeiro) ou de sensibilização e educação
ambiental. A este propósito, os centros de acolhimento nacional apenas podem ser encarados numa perspectiva temporária pois
não está nas suas atribuições a manutenção de indivíduos em cativeiro a longo-prazo. Aqui assumem um papel primordial os
Jardins Zoológicos europeus, incluindo o de Lisboa, e os centros de reprodução em cativeiro.
EQUIPA RESPONSÁVEL
A responsabilidade da coordenação das acções preconizadas na presente proposta ficará a cargo do Centro de Biologia Ambiental
(Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa), ainda que seja assegurada parceria com o Instituto de Conservação da
Natureza. Os elementos das duas instituições que assumirão a responsabilidade da presente proposta são, respectivamente:
•
Centro de Biologia Ambiental, Profª Doutora Margarida Santos-Reis
•
Instituto de Conservação da Natureza, Drª Margarida Lopes Fernandes
CUSTOS E JUSTIFICAÇÃO
RUBRICAS
ORÇAMENTO PREVISTO (EM CONTOS)
Recursos Humanos
5 760
Viatura todo-o-terreno
5 600
Combustíveis
1 560
Revisões e reparações
1 000
Ajudas de Custo
7 680
Equipamento
5 000
Comunicações
320
Avença (Médico Veterinário)
800
Vários
1 000
TOTAL
28 720
Aos custos apresentados deve ser acrescido o IVA à taxa em vigor.
A rubrica Recursos Humanos refere-se ao pagamento de um biólogo e um veterinário em regime de exclusividade, de acordo com a
tabela prevista pela Fundação para a Ciência e Tecnologia para licenciados (145 contos/mês), a que se acrescem os encargos com
a Segurança Social. O número de meses contabilizado na presente proposta foi de 16 meses (Setembro de 2001 a Dezembro de
2002).
Face às características fisiográficas do terreno onde decorrem os trabalhos, torna-se impriscindível a utilização de uma Viaturatodo-o-terreno, sugerindo-se para o efeito, e por forma a reduzir os custos inerentes à presente proposta, a aquisição de uma
carrinha Mitsubishi. A referida viatura tem de possuir uma caixa longa e fechada por forma a alojar as caixas de transporte dos
animais e restante equipamento.
No cálculo dos Combustíveis foi considerado o valor de 200Km como distância média percorrida diariamente e o dispêndio de 12 l
/100 Km de gasóleo, e em Revisões e Reparações foi considerado o valor de 500 contos / ano, tendo por base o conhecimento
prévio decorrente do desgaste de viaturas em permanente trabalho-de-campo.
Nas Ajudas de custo foi tido em consideração o valor tabelado no Diário da república para o ano de 2001 (7 947 contos /dia) dado
que está prevista uma constante mobilidade por forma a garantir uma actuação rápida e eficaz (16 meses = 480 dias).
A rubrica Equipamento contempla a aquisição de material de imobilização e anestesia, a aquisição de um telemóvel, caixas de
transporte e equipamento de telemetria e a preparação de uma caixa de primeiros socorros.
As Comunicações referem-se a despesas de telefone e faxes, estimando-se o valor de 20 contos /mês.
Propõe-se ainda o valor de 50 contos / mês para o estabelecimento de uma Avença com um Médico Veterinário, para formação,
consultadoria e intervenção em situações mais gravosas (e.g. necessidade de intervenção cirúrgica).
Finalmente, acresce-se uma rubrica de Vários que se destina à aquisição de materiais perecíveis e de outros que se afigurem como
necessários no decorrer do plano de actividades.
NOTA FINAL
A presente proposta é da responsabilidade da responsável pelo projecto de Monitorização de Mamíferos na área de regolfo de
Alqueva e Pedrogão, que a seguir assina. Para a sua elaboração foi ouvida a técnica do Instituto de Conservação da Natureza
indigitada como elemento de ligação da referida instituição, por forma a tirar partido do seu conhecimento na matéria e a garantir o
enquadramento da operação na Estratégia Nacional de Conservação da Natureza.
Lisboa, 10 de Junho de 2001
Margarida Santos-Reis
Centro de Biologia Ambiental, Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa
ANEXO II
Listagem das variáveis ambientais analisadas no desenvolvimento do modelo preditivo de ocorrência do coelho-bravo na área cartográfica do Empreendimento para Fins Múltiplos do
Alqueva e respectiva codificação e classes.
Cobertura do solo / Biótopos
Informação recolhida no trabalho de campo:
Variável
Descrição
Ocupação por montado de azinho s/ sub-coberto
Código
MASS_O
Densidade do montado de azinho s/ sub-coberto
MASS_D
Idade do montado de azinho s/ sub-coberto
MASS_I
Ocupação por montado de azinho c/ sub-coberto
Densidade do montado de azinho c/ sub-coberto
Idade do montado de azinho c/ sub-coberto
Ocupação por montado de sobro s/ sub-coberto
Densidade do montado de sobro s/ sub-coberto
Idade do montado de sobro s/ sub-coberto
Ocupação por montado de sobro c/ sub-coberto
Densidade do montado de sobro c/ sub-coberto
Idade do montado de sobro c/ sub-coberto
Ocupação por montado misto s/ sub-coberto
Densidade do montado de misto s/ sub-coberto
Idade do montado de misto s/ sub-coberto
MACS_O
MACS_D
MACS_I
MSSS_O
MSSS_D
MSSS_I
MSCS_O
MSCS_D
MSCS_I
MMSS_O
MMSS_D
MMSS_I
Classes
0 = ausente
1 = [1-25%[
2 = [25-50%[
3 = [50-75%[
4 = [75-100%]
0 = mass ausente
1 = disperso
2 = pouco denso
3 = denso
0 = mass ausente
1 = muito jovem
2 = jovem
3 = adulto
4 = velho
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
Ocupação por montado de misto c/ sub-coberto
Densidade do montado de misto c/ sub-coberto
Idade do montado de misto c/ sub-coberto
Ocupação por montados sem sub-coberto (MASS_O + MSSS_O + MMSS_O)
Ocupação por montados com sub-coberto (MACS_O + MSCS_O + MMCS_O)
Ocupação por pousio
MMCS_O
MMCS_D
MMCS_I
MONT_S_1
MONT_C_1
POUSIO
Ocupação por estepe cerealífera
Ocupação por restolho
Ocupação por solo nu, desmatado ou lavrado
Ocupação por esteval alto (> 1,70 m)
Ocupação por esteval médio (1-1,70 m)
Ocupação por esteval baixo (< 1 m)
Ocupação por giestal
Ocupação por matos diversificados
Ocupação pela associação vegetal Cistus ladanifer + Ulex sp
Ocupação pela associação vegetal Cistus sp + Erica sp + Lavandula sp
Ocupação por matagal
Ocupação por eucaliptal sem sub-coberto
Ocupação por eucaliptal com sub-coberto
Ocupação por pinhal sem sub-coberto
Ocupação por pinhal com sub-coberto
Ocupação por pomares
Ocupação por vinhas ou hortas
Ocupação por cultura de regadio
Ocupação por olival explorado
Ocupação por olival selvagem
Ocupação por zonas rupícolas
Ocupação por afloramentos rochosos
ESTEPE_1
RESTOLHO
SOLO_NU
EST_ALT
EST_MED
EST_BAI
GIESTAL
MATOS_1
LAD_ULEX
ERI_LAV
MATAGAL
EUC_S
EUC_C
PINH_S
PINH_C
POMAR_1
VINH_HOR
REGADIO
OLI_EXP
OLI_SEL
PL_REC_1
RUPICOLA
AFL_ROCH
ver MASS_O
ver MASS_D
ver MASS_I
ver MASS_O
ver MASS_O
0 = ausente
1 = [1-25%[
2 = [25-50%[
3 = [50-75%[
4 = [75-100%]
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
0 = presentes
1 = ausentes
AGL_PEDR
Ocupação por planos de água
Ocupação por zonas urbanizadas
Ocupação por eventuais biótopos de abrigo p/ coelho (MONT_C + EST_ALT +
EST_MED + EST_BAI + MAT_DIV + LAD_ULEX + ERI_LAV + MATAGAL)
Ocupação por eventuais biótopos de alimentação p/ coelho
(POUSIO + ESTEPE)
Ocupação por biótopos com maior intervenção humana
(EUC_S + EUC_C + PINH_S + PINH_C + POMAR + VINH_HOR +
REGADIO + OLI_EXP + PLT_REC + URBANO)
Tipo de solo
RIPIC_1
PLN_AG
URBANO
0 = presentes
1 = ausentes
ver POUSIO
ver POUSIO
ver POUSIO
ABRIGO
ver POUSIO
ALIMENTO
ver POUSIO
HUMANA_1
TIP_SOLO
Gado ovino
OVINO
Gado caprino
Gado bovino
Gado suíno
Gado equino
Aparcamento de gado
CAPRINO
BOVINO
SUINO
EQUINO
APARCAM
Regime Cinegético Especial - Zona de Caça Municipal
CÇ_MUN
Campo de Treino de Caça
Reserva de Não Caça
Zona livre
CÇ_TRE
CÇ_RES
CÇ_LIV
ver POUSIO
1 = arenoso sem pedras
2 = arenoso com pedras
3 = argiloso sem pedras
4 = argiloso com pedras
5 = pedregoso/xistoso
6 = mais de um tipo
0 = ausente
1 = esparso
2 = generalizado
3 = intenso
ver OVINO
ver OVINO
ver OVINO
ver OVINO
0 = ausente
1 = presente
0 = ausente
1 = presente
ver CÇ_MUN
ver CÇ_MUN
ver CÇ_MUN
Caça
Gado
Solo
Ocupação por aglomerados de pedras
Informação digitalizada:
Solo
Uso do solo
Variável
Ocupação por estepes + pousio + solo nu
Descrição
Código
ESTEPE_2
Ocupação por montado sem sub-coberto
MONT_S_2
Ocupação por montado com sub-coberto
Ocupação por matos + matagais + olival selvagem
MONT_C_2
MATOS_2
Ocupação por eucaliptal + pinhal
Ocupação por pomares + olival explorado
Ocupação por zonas agrícolas (POMAR_2 + vinhas)
Ocupação por zonas abertas (ESTEPE_2 + MONT_S_2)
EUC_PINH
POMAR_2
PL_REC_2
RIPIC_2
AGRICOLA
ABERTOS
Ocupação por zonas fechadas (MONT _ 2 + MATOS_2 + RIPIC_2)
Ocupação por zonas de maior intervenção humana
(EUC_PINH + AGRICOLA + zonas urbanas)
Profundidade (cm)
FECHADOS
HUMANA_2
PRF_SOLO
Textura - solo ligeiro (m2)
SOLO_LIG
Classes
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,1 km2]
2 = ]0,1; 1 km2]
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 1 km2]
ver MONT_S_2
0 = ausência
1 = presença
ver MONT_S_2
ver ESTEPE_2
ver MATOS_2
ver MATOS_2
ver ESTEPE_2
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,1 km2]
2 = ]0,1; 0,5 km2]
3 = ]0,5; 1 km2]
ver ABERTOS
ver ABERTOS
1 = [0 a 25 cm]
2 = ]25 a 50 cm]
3 = ]50 a 75 cm]
4 = mais de 75 cm
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 0,5 km2]
3 = ]0,5; 0,75 km2]
4 = ]0,75; 1 km2]
Geologia
Hidrologia
Ca
ça
Textura - solo médio
SOLO_MED
Textura - solo pesado
Xistos
SOLO_PES
XISTOS
Ígneas
IGNEAS
Carbonatadas
Metavulcanitos
Depósitos recentes
CARBONAT
METAVULC
DEPOSIT
Ordem dos rios
ORD_RIOS
Distância a todos os rios (m)
DIS_RIOS
DIS_RIO1
DIS_RIO3
Perímetro de água
DIS_RIO5
PER_AGUA
Charcas
CHARCAS
Ocupação Zonas de Caça Nacional
CÇ_NAC
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 0,5 km2]
3 = ]0,5; 1 km2]
ver SOLO_MED
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,75 km2]
2 = ]0,75; 1 km2]
0 = ausência
1 = presença
ver IGNEAS
ver IGNEAS
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,5 km2]
2 = ]0,5; 1 km2]
0 = sem rios
1 = rios de ordem 1
2 = rios de ordem 2 e 3
3 = rios de ordem 4 a 6
1 = [0 - 250 m]
2 = ]250 - 500 m]
3 = mais de 500 m
1 = [0 - 1000 m]
2 = mais de 1000 m
1 = [0 - 1000 m]
2 = ]1000 - 5000 m]
3 = mais de 5000 m
ver DIS_RIO3
0 = sem cursos nem planos de água
1 = [1 - 1500 m]
2 = mais de 1500 m
0 = ausência
1 = presença
0 = ausência
por unidade de uso do solo
Perturbação humana
Métricas para o uso do solo:
Ocupação Zonas de Caça Social
Ocupação Zonas de Caça Associativa
CÇ_SOC
CÇ_ASS
Ocupação Zonas de Caça Turística
CÇ_TUR
Ocupação do total de zonas de caça
Densidade da população humana
CÇ_TOT
POP_HUM
DIST_URB
DENS_EST
DIST_EST
NUM_PG_U
Dimensão média dos polígonos
DIM_PG_U
ORL_PG_U
FOR_PG_U
1 = presença
ver CÇ_NAC
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,25 km2]
2 = ]0,25; 0,75 km2]
3 = ]0,75; 1 km2]
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,5 km2]
2 = ]0,5; 1 km2]
ver CÇ_ASS
1 = [0 - 10 hab/km]
2 = mais de 10 hab/km
1 = [0 - 2500 m]
2 = ]2500 - 5000 m]
3 = mais de 5000 m
0 = ausência
1 = [1 m2; 0,015 km2]
2 = ]0,015; 1 km2]
1 = [0 - 500 m]
2 = ]500 - 1500 m]
3 = ]1500 - 5000 m]
4 = mais de 5000 m
1 = [1 - 5[
2 = [5 – 15]
3 = mais de 15
1 = [0 - 10 Km2[
2 = [10 - 30 Km2]
3 = mais de 30 Km2
1 = [1 - 7000 m[
2 = [7000 - 14000 m]
3 = mais de 14000 m
1 = [0 - 1,4[
2 = [1,4 - 1,7]
por classe de uso do solo *
DIV_PG_U
NUM_PG_C
ORL_PG_C
FOR_PG_C
* Classes de uso do solo: ABERTOS, FECHADOS E HUMANA_2
DIV_PG_C
3 = mais de 1,7
1 = [0 - 0,25[
2 = [0,25 - 0,5]
3 = mais de 0,5
1 = [1 - 3]
2 = [4 - 7 ]
3 = mais de 7
1 = [0 - 7000 m[
2 = [7000 - 12000 m]
3 = mais de 12000 m
0=0
1 = [1 - 1,5]
2 = mais de 1,5
ver DIV_PG_U
ANEXO XII
Propostas de áreas para libertação de coelhos-bravos (Oryctolagus cuniculus) resultantes do
programa de cativeiro no âmbito das medidas de Compensação de Alqueva
Para além das espécies-alvo definidas contratualmente (lobo, toirão, lontra, gato-bravo e lince) optou-se
por considerar para avaliação igualmente o coelho-bravo (Oryctolagus cuniculus). A opção de investir na
avaliação do padrão de distribuição e abundância desta espécie, é justificada pela sua reconhecida
importância como presa-chave das comunidades de carnívoros em habitats mediterrânicos (IBORRA et al.
1997, VILLAFUERTE et al. 1994), situação a que não deverá ser alheio o facto de esta espécie ser originária da
Península Ibérica (ZEUNER 1963 in ROGERS 1981, ARTHUR 1980), reflectindo por isso um longo percurso de
co-evolução com os seus predadores (JAKSIĆ & OSTFELD 1983 in SIMONETTI 1989). Por outro lado, a grande
coincidência nas exigências em termos de habitat para o gato-bravo e para o lince faz com que as medidas
de conservação propostas abranjam de igual modo as duas espécies de felídeos (PEDROSO et al 2003).
O lince-ibérico (Lynx pardinus), espécie tipicamente terrestre que habitualmente não se apresenta tão
enfeudada aos vales dos rios e ribeiras, apresenta(va) no caso do núcleo populacional do AlcarracheGuadelim, uma situação particular devido ao reduzido efectivo populacional estimado e à disposição linear da
mancha de ocupação tal como sugerido por CEIA et al. (1998) e LEITÃO (1998) (Fig. 1). Esta aparente estreita
associação do lince ao vale do Guadiana (nomedamente ao troço que se situa entre Pedrógão e Luz, à foz do
Degebe e à ribeira de Alcarrache e Guadalim) resulta da baixa adequabilidade do habitat em grande parte da
área de estudo, onde predominam vastas áreas de estepe e montado sem sub-coberto (Fig. 1).
As zonas de matagal e zonas florestadas com matos desenvolvidos, que conferem refúgio e tranquilidade
para a reprodução, estão muito pouco representadas e situam-se maioritariamente ao longo, ou na
proximidade dos vales (Fig 1).
RELATÓRIO FINAL (2003)____________________________________________________________________________________________________ANEXO XII
N
W
N
E
S
W
E
S
0
Areas_lince.shp
Matagal
Matos
Olival selvagem
Veget. ripicola
Rios
Área inundável
Área de estudo
50 Km
Limite de Portugal Continental
Proposta de corredores para lince-ibérico (LPN)
Núcleo Alcarrache/Guadalim
Carta militar 1:25000
Área inundável
Habitat favorável para Lince
Corredor rio Chança
Figura 1 – Habitat favorável para o lince e gato-bravo na área de estudo de Alqueva, com indicação das áreas
importantes para a sua conservação.
Por outro lado, a maior especialização em termos de habitat (matagais mediterrânicos) e alimento (80%
ou mais das presas consumidas são coelho - PALMA 1977, CASTRO 1992) fazem do lince uma espécie
bastante vulnerável. As acções de desmatação/desarborização tiveram consequências negativas muito
significativas sobre as áreas de habitats favoráveis e populações de coelho-bravo, devido ao facto de estes
dois tipos de recursos estarem bastante associados ao vale do rio Guadiana e seus principais afluentes (Fig.
2). De facto, as áreas de maior abundância de coelho situam-se ao longo da área a inundar com Alqueva.
N
0 - 25%
25% - 50%
50% - 75%
75% - 100%
0
5 km
Figura 2 – Mapeamento da probabilidade de ocorrência de coelho-bravo (quadrículas GAUSS 1*1Km) estimada pelo
modelo de regressão logística para a área cartográfica de fins múltiplos de Alqueva.
Este impacto foi agravado pelo facto de não ter existido, como foi proposto no terceiro relatório de
progresso (SANTOS-REIS et al. 2000), a implementação de uma estratégia integrada que minimizasse o
impacto sobre os núcleos viáveis de coelho.
Com a finalização do empreendimento de Alqueva o troço médio do Vale do Guadiana (Pedrogão e Luz à foz
do Degebe e à ribeira de Alcarrache e Guadalim) desaparece, bem como os seus eixos de ligação (ribeira
Ardila-Murtigão e ribeira Ardila-Toutalga) a áreas favoráveis e de ocorrência tradicional de lince, como são o
caso das serras da Adiça, Malpique e Preguiça onde recentemente foi detectado um excremento positivo de
lince (PEDROSO et al 2003), ficando ainda interrompidos corredores ecológicos importantes para o lince-ibérico
e gato-bravo, nomeadamente pela interrupção do corredor que liga a Malcata aos núcleos do Algarve
(Caldeirão e Monchique) (CEIA et al, 1998). Deste modo, as medidas de conservação para o lince e gatobravo na bacia do Ardila devem-se centrar nas áreas existentes com viabilidade para acolher linces vindos de
zonas fronteiriças espanholas, e que funcionem como corredores ecológicos alternativos e viáveis a
curto/médio prazo (Fig. 1).
A ausência de um conjunto de trabalhos preparatórios com vista à selecção e preparação das áreas para
onde os indivíduos deveriam ser translocados condicionam o sucesso da operação de repovoamento. A
selecção das áreas está estritamente dependente de dois critérios: a capacidade de suporte para a espécie,
tendo em vista as características físiográficas da área e os atributos da população receptora, e a viabilidade
socio-económica da operação. Por outro lado, paralela e antecipadamente deviam ter sido postas em prática
medidas de melhoramento do habitat nas áreas receptoras.
Tendo em vista estes constrangimentos as acções de repovoamento de coelho, tendo em vista a
conservação do lince e do gato-bravo na área do EFMA, deverão então ser implementadas ao longo da bacia
do Murtigão, Ardila e áreas fronteiriças. A selecção das áreas propostas para repovoamento assentou em
critérios relactivos à estrutura do habitat, ao contributo no estabelecimento de corredores ecológicos e à
abundância potencial de coelho. Sugerem-se assim as seguintes áreas por ordem de prioridade: 1) Herdade
da Negrita – fronteira com Espanha, 2) Bacia do Murtigão (Troço do Murtigão na Herdade da Contenda como
hipótese mais viável), 3) Bacia do Ardila (Herdade das Russianas) (Fig. 3).
N
W
E
S
Dejecto de lince
ibérico 2001
Limites do Sitio Moura-Barrancos
Nisa / Lage da Prata
Classes de uso do solo
0
10Km
Matagais
Matos climax
Matos esteva dom
Montado_c/sub
Zonas Ripícolas
Zonas Rupícolas
Monfurado
Figura 22 - Habitats favoráveis para gato-bravo na área cartográfica do Sitio Moura-Barrancos
Moura / Barrancos
Rios principais
Arade / Odelouca
Caldeirão
Corredores propostos
Rede Natura ZEC
Rede Natura 2000 ZPE
Herdade da Negrita (1ª opcção)
P.F. da Contenda (2ª opcção)
Herdade das Russianas (3ª opcção)
Continuidade da adequabilidade
para o lince ao longo da ZEC.
Figura 3 – Estratégia e opções de repovoamento de coelho-bravo para a ZEC Moura-Barrancos.
Considerações Finais:
A confirmar-se a tipologia da mancha de distribuição assinalada por CEIA et al. (1998) e LEITÃO (1998) e a
não serem tomadas medidas de gestão, o futuro previsível será a extinção local efectiva. Esta situação tem
consequências não só na viabilidade da já reduzida população do vale do Guadiana, comprovada com a
ocorrência da espécie em 2001 (PEDROSO et al 2003, SANTOS-REIS 2003), mas também no contexto nacional,
nomeadamente no que se refere às duas outras áreas de ocorrência mais próximas (S. Mamede e Algarve-
Odemira), já que vai contribuir para uma redução significativa das potencialidades de recuperação da espécie
no contexto nacional.
No que diz respeito à recuperação dos habitats é de realçar a necessidade de criar corredores entre
manchas adjacentes que permaneçam inalteradas. Trata-se de uma medida que carece de uma actuação
rápida, pela morosidade que envolve a manipulação dos habitats. A articulação destes dois planos é
fundamental para o sucesso desta medida de gestão ambiental. Na definição dos corredores há que ter
particularmente em linha de conta a estrutura metapopulacional dos núcleos de lince, sugerindo-se como
fundamental um contacto estreito com o Instituto de Conservação da Natureza, entidade que tem tido a seu
cargo o estudo deste felídeo, classificado pela União Internacional para a Conservação da Natureza (UICN) o
mais ameaçado a nível mundial (NOWELL & JACKSON 1996).
A elaboração de uma Carta de Potencialidade de Habitat e disponibilidade de coelho-bravo será uma
ferramenta particularmente útil na definição de um plano de reabilitação do lince-ibérico na Bacia do
Guadiana. Por outro lado, a possibilidade de determinar que áreas constituirão possíveis corredores de
dispersão, como o vale do Rio Chança, deverão ser alvo de avaliação e protecção prioritária (Fig. 3).
Efectivamente, e apesar de existirem algumas áreas com habitat adequado ao lince, verifica-se que as
manchas de qualidade são dispersas e pouco extensas não garantindo, muito provavelmente, protecção
suficiente a um animal de hábitos tão elusivos e com áreas vitais tão vastas (RODRIGUEZ & DELIBES 1990).
Também, e com base em observações feitas no decorrer do trabalho de campo constata-se que os
lagomorfos são, de uma forma geral, pouco abundantes (Fig. 2) sendo urgente dar continuidade ao programa
de reprodução em cativeiro e ás acções de repovoamento.
Deverá ser consolidado e ampliado o esforço de prospecção nas áreas onde num passado recente
existiram indícios da ocorrência de lince. Por outro lado, deverá ser feita uma avaliação da influência do bloco
de rega do Ardila na conservação do lince e do gato-bravo, bem como a importância desta área a nível
regional e nacional. Complementarmente deveram-se implementar medidas de gestão ambiental nas áreas
que constituam potenciais corredores ecológicos e de dispersão para o felídeo.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ARTHUR, C. P. (1980). Démographie du lapin de garenne, Oryctolagus cuniculus (L.) 1758, en région parisienne. Bull.
Mens. Off. Nation., Nº Sp. Scien. Tech. 127-162.
CEIA, H., L. CASTRO, M. FERNANDES & P. ABREU (1998) - Lince-ibérico em Portugal. Bases para a sua conservação.
Relatório final do Projecto “Conservação do Lince-ibérico”. ICN/UE (Programa LIFE). Lisboa, 191pp.
LEITÃO, D. (1998). Situação e Distribuição do Lince-Ibérico em duas regiões de Portugal: Beira Baixa e Vale do
Guadiana. Programa Liberne – Conservação do Lince Ibérico em Portugal. ICN/UE (Programa LIFE). Lisboa.
IBORRA, O. & J.P. LUMARET (1997). Validity limits of the pellet group counts in wild rabbit (Oryctolagus cuniculus).
Mammalia, 61 (2): 205-218.
NOWELL, K. & P. JACKSON, EDS. (1996). Status, survey and conservation action plan. Wild Cats IUCN/SSC, Cat
Specialist Group, Gland, Switzerland, 382pp.
PALMA, L.M. (1977). Contribuição para o estudo do lince Ibérico Lynx pardina (Temminck, 1824) e da sua conservação
na serra da Malcata. Relatório de Estágio, Departamento de Zoologia e Antropologia da Faculdade de Ciências da
Universidade de Lisboa, Lisboa, 126pp.
PEDROSO, N., J. P. FERREIRA, C. BALTAZAR, C. GRILO, H. MATOS, I. PEREIRA, T. SALES-LUIS & M. SANTOS-REIS 2003.
Projectos de Monitorização de Mamíferos. Monitorização de Carnívoros. Relatório de Progresso. 2ª Fase de
Monitorização. (Programa de Minimização para o Património Natural). Centro de Biologia Ambiental (FCUL) e
Centro de Estudos da Avifauna Ibérica (CEAI), 159 págs. + 11 anexos.
RODRIGUEZ, A. & M. DELIBES (1990). El lince ibérico (Lynx pardina) en España. Distribution y problemas de
conservacion. ICONA. 114pp.
ROGERS, P. M. (1981). Ecology of the european wild rabbit Oryctolagus cuniculus (L.) in Mediterranean habitats. II.
Distribution in the landscape of the Camargue, S. France. Journal of Applied Ecology, 18: 355-371.
SANTOS-REIS, M., A.T. CÂNDIDO, C.B. GRILO, J.P. FERREIRA, M.J. SANTOS, N.M. PEDROSO & T. SALES-LUÍS (2000). Pmo
6 – Projectos de Monitorização de Mamíferos, Projecto Pmo 6.3 – Monitorização de Carnívoros, Relatório Técnico
da 1ª Fase de Monitorização, 39pp.
SIMONETTI, J. A. (1989). Microhabitat use by Oryctolagus cuniculus in Central Chile: a reassessment. Mammalia, 53 (3):
363-368.
VILLAFUERTE R., C., CALVETE, C GORTÁZAR & S. MORENO (1994). First epizootic of rabbit hemorrahagic disease in free
living populations of Oryctolagus cuniculus at Doñana Park, Spain. Journal of Wildlife Disease, 30, 176-179.
SANTOS-REIS, M. (2003). De novo no rasto do Lince ibérico! www.naturlink.pt/canais/Artigo.asp?iArtigo=11268&iLingua=1

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