Município de Sesimbra - Prémio Científico de Sesimbra 2014

Prémio Científico

S e s i mbr a 2012

Recursos Vivos da Costa da Arrábida estudo do efeito reserva nas Comunidades marinhas de Substratos móveis no parque marinho professor luiz Saldanha

Inês Sousa

C Â M A R A M UN I CI PA L D E S E S I M B R A

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Prémio Científico

S es i m br a 20 1 2

Recursos Vivos da Costa da Arrábida Estudo do Efeito Reserva nas Comunidades Marinhas de Substratos Móveis no Parque Marinho Professor Luiz Saldanha

Inês Sousa

C Â MA R A MUNI CI PA L D E SESIMBR A | NOVEMBRO 2014

ficha técnica EDIÇÃO

Câmara Municipal de Sesimbra TÍTULO

Recursos Vivos da Costa da Arrábida - Estudo do Efeito Reserva nas Comunidades Marinhas de Substratos Móveis no Parque Marinho Professor Luiz Saldanha AUTOR

Inês Sousa COORDENAÇÃO EDITORIAL

Divisão de Cultura e Bibliotecas da CM Sesimbra REVISÃO E PRODUÇÃO EDITORIAL

Unidade Funcional de Comunicação e Informação da CM Sesimbra DESIGN

Rui Dias (direção de arte) Ana Campos e Hugo Flórido (paginação) FOTOGRAFIA

Carlos Afonso, Cláudio Dias, Inês Sousa e Pedro Veiga PRODUÇÃO

Tipografia Belgráfica L.da TIRAGEM

500 exemplares DATA DE EDIÇÃO

Novembro de 2014 ISBN

978-989-8804-00-6 DEPÓSITO LEGAL

Esta obra foi editada na sequência da atribuição do Prémio Científico Sesimbra, em maio de 2012.

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índice

Apresentação 13 Agradecimentos 15 Resumo

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1. INTRODUÇÃO 21

1.1. Área de estudo

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2. MATERIAL E MÉTODOS 25

2.1. Amostragem

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2.2. Tratamento de dados

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3. RESULTADOS 29

3.1. Análise da temperatura

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3.2. Caraterização da captura

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3.3. Análise das capturas

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3.4. Análise multivariada

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4. DISCUSSÃO 39

4.1. Análise das capturas

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4.2. Considerações finais

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5. REFERÊNCIAS 45 6. LISTA DE ESPÉCIES

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7. GLOSSÁRIO 53 Anexos

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Figuras

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apresentação

A

atribuição do Prémio Científico Sesimbra a um trabalho com incidência no Parque

Marinho Professor Luiz Saldanha tem, certamente, uma carga simbólica importante, primeiro pela qualidade do trabalho em si, e depois pelo facto de contribuir de uma forma construtiva para a valorização de um “bem” que se pretende preservar pela importância que tem para o ambiente, mas que nasceu rodeado de polémica pela forte incidência em atividades tão importantes ao nível local como a pesca ou a náutica de recreio.

O estudo apresentado, e que resulta de um trabalho prolongado por quase três anos, com 107 lances de pesca e 43 saídas de mar é, naturalmente, um contributo para a avaliação das espécies que povoam o parque, e nomeadamente daquelas que são objeto de esforço de pesca. As conclusões apontam para um impacto positivo da criação do parque e das restrições à pesca introduzidas, sobretudo nas áreas de proteção total e parcial.

A questão que se mantém em aberto e que constitui um desafio para este e outros estudos sobre o parque marinho é se as medidas restritivas introduzidas são efetivamente as mais eficazes e se não haveria soluções alternativas para atingir idênticos ou melhores resultados, que fossem mais “amigas” das atividades humanas que desde sempre se desenvolveram na costa sul da Arrábida. À autora do estudo o nosso agradecimento e as nossas felicitações pelo trabalho realizado, esperando que o prémio atribuído e a publicação do livro sejam motivadores de novos desafios.

AUGUSTO PÓLVORA Presidente da Câmara Municipal de Sesimbra

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agradecimentos

M

uitas pessoas contribuíram para a realização do presente estudo, a quem

deixo os meus sinceros agradecimentos: - Prof. Dr. Karim Erzini, meu orientador da tese de mestrado e coordenador científico do projeto Life-Biomares, a quem agradeço pela orientação e oportunidade de empreender este estudo.

- Dr. Jorge Gonçalves, pela orientação e conselhos úteis que foram essenciais no desenrolar do presente trabalho.

- Drª Alexandra Cunha, pela coordenação e apoio dentro do projeto Life-Bioma­ res.

- Dr. Rui Coelho e Drª Rita Abecasis, pelo trabalho de qualidade que desenvolveram dentro do projeto Life-Biomares e que é parte integrante do presente estudo.

- Mestre Joaquim Silva, por todo o apoio logístico das saídas de amostragem.

- Aos colegas no projeto Life-Biomares: Leonel Gonçalves, Jorge Assis, Vasco Ferreira, Sandra Rodrigues, Marina Mendes, Francisco Pires, Diogo Paulo e Joana Boavida.

- Aos colegas e voluntários que ajudaram nas saídas de mar: Marie Renwart, Joana Barosa, Sarah Laura Simons, David Abecasis, Joana Dias, Vera Viegas, Sara Pereira, Tim Puts, Elisabeth Debusschere e Bogdan Glogovac.

- A todos os colegas e amigos no Grupo de Investigação Pesqueira: Carlos Afonso, Frederico Oliveira, Isidoro Costa, Laura Leite, Luís Bentes, Mafalda Rangel, Pedro Monteiro e Pedro Veiga.

A todos deixo o meu agradecimento sincero pela amizade e apoio.

INÊS SOUSA 15

resumo

O

Parque Marinho Professor Luiz Saldanha fica situado na região central de

Portugal (costa da Arrábida) e inclui 38km de litoral. Este parque foi estabelecido em 1998 e em agosto de 2005 foram implementadas medidas de gestão específicas.

Três estatutos de proteção foram estabelecidos: total – interdição total às atividades humanas; parcial - alguma pesca permitida com determinadas artes de pesca (covos, toneira, linha de mão); complementar - pesca permitida a barcos até aos 7m e licenciados para operar dentro do parque marinho. A fim de monitorizar o efeito de reserva em termos de abundância, biomassa e composição da comunidade, desde 2007 que se têm realizado campanhas de pesca experimental com rede de tresmalho (profundidade entre 10-45m) sobre substratos móveis. Os indivíduos capturados foram identificados até ao nível da espécie, medidos ao mm mais próximo e libertados quando vivos. Os dados (abundância e biomassa por espécie) foram analisados com métodos univariados e multivariados, permitindo a comparação dos três estatutos de proteção.

Foram obtidos valores de Captura por Unidade de Esforço (CPUE) em número e em peso mais elevados nas áreas de proteção parcial e total do que na complementar, onde o nível de proteção é menor. Também os índices de biodiversidade (Margalef e Shannon-Wiener) revelaram valores mais elevados nestas duas áreas. A análise multivariada (ANOSIM) suporta os resultados referidos, uma vez que se verificaram

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diferenças significativas entre as comunidades das secções parcial e total em comparação com a encontrada na complementar. A análise SIMPER mostrou que as espécies Microchirus azevia e Halobatrachus didactylus contribuem de forma importante para a distinção destas comunidades. Os resultados estão de acordo com o facto da vantagem derivada das medidas de proteção diferir de acordo com a espécie. A análise ao nível das espécies foi útil na deteção de tendências que estão provavelmente relacionadas com as medidas de proteção implementadas, nomeadamente as espécies Chelidonichthys lucerna, M. azevia e Raja clavata, mostraram aumentos de abundância entre o primeiro (agosto 2007 - agosto 2009) e o segundo (agosto 2009 - agosto 2010) período analisado. Além do aumento em abundância, as espécies C. lucerna e M. azevia também registaram um aumento no comprimento total médio. De um modo geral, os resultados sugerem que as áreas de proteção parcial e total são importantes para várias espécies de substratos móveis.

Os resultados obtidos parecem incluir os primeiros sinais do efeito de reserva nos substratos móveis do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha. As medidas de proteção implementadas parecem beneficiar as espécies que vivem associadas ao fundo.

Para analisar devidamente o efeito de reserva na biodiversidade e abundância das comunidades de substratos móveis, é aconselhada a continuação da amostragem.

INÊS SOUSA

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1. INTRODUÇÃO

O mar é fundamental para o equilíbrio ecológico do nosso planeta. É também fonte de valiosos e diversos recursos. Durante séculos, os oceanos foram vistos como fonte de recursos inesgotáveis e de livre acesso, e a sua exploração ocorreu com pouca preocupação na sustentabilidade. Hoje em dia, muitos ecossistemas marinhos estão altamente impactados pelas atividades humanas e diversas pescarias por todo o mundo têm sofrido acentuados declínios derivados da sobreexploração (Pauly et al., 1998; Pauly & Palomares, 2005). Cerca de 80% dos mananciais pesqueiros para os quais existe informação foram reportados como estando sobreexplorados ou totalmente esgotados (FAO, 2009). Diversas estratégias que levaram a problemas de gestão ao longo dos anos são apontadas por terem causado esta crise global (Pauly et al., 2002). Por exemplo, a gestão baseada numa só espécie falhou no caso do bacalhau do Atlântico, dado que subestimou a magnitude do declínio da população e do crescente impacto da pesca durante esse declínio (Walters & Maguire, 1996). Um pouco por todo o mundo, mudanças na estrutura ecológica resultantes da sobreexploração, em conjunto com alterações climáticas e outros impactos, conduziram à diminuição da resiliência dos ecossistemas marinhos, que progressivamente deixaram de conseguir suportar a crescente procura de recursos da pesca (Agardy, 2000).

As Áreas Marinhas Protegidas (AMP) são cada vez mais a opção eleita dentro da diversidade de estratégias disponíveis para os gestores de recursos, em grande parte devido aos muitos fracassos das medidas convencionais (Agardy, 1994; Walters & Maguire, 1996). A gestão clássica, baseada nas taxas de captura e esforço de pesca, depende de muita informação e a sua aplicação a pescarias multiespecíficas é limitada (Roberts & Polunin, 1991). Assim, as reservas marinhas surgem como a ferramenta apropriada a usar em conjunto com as práticas de gestão clássicas (Pauly et al., 2002; Russ, 2002).

Criar reservas e diminuir o esforço de pesca são duas estratégias que devem ser aplicadas para lidar com o grande grau de incerteza associado à gestão pesqueira (Clark, 1996; Pauly et al., 2002). Ao criar áreas fechadas à exploração, diminuímos a nossa 21

dependência de informação precisa, pois parte da população está protegida da sobreexploração (Botsford et al., 1997; Pauly et al., 2002).

Pouca investigação tem focado os custos e benefícios económicos das áreas marinhas protegidas. Alguns autores defendem que não está provado que as reservas marinhas tenham consequências positivas de larga escala nas populações piscícolas (Willis et al., 2003b). No entanto, a maioria dos estudos existentes conclui que, com as condições apropriadas, estas áreas trazem benefícios que justificam a sua implementação (Alder et al., 2002). Para além dos valores de extração, que incluem os recursos da pesca comercial e recreativa, usos não-extrativos são favorecidos pelas áreas marinhas protegidas, tais como o mergulho e outras atividades recreativas (Carter, 2003; Greenville, 2007). Em relação aos valores extrativos, hoje em dia já é amplamente reconhecido que a proteção dos recursos através da criação de áreas protegidas favorece a resistência das espécies à extração. Os estudos de reservas marinhas têm descrito aumentos de densidade, biomassa, tamanho individual e diversidade de peixes e invertebrados, independentemente do tamanho da área protegida (Halpern, 2003). Para além disso, vários estudos têm reportado casos em que este tipo de medidas trouxe benefícios diretos às pescarias nas zonas adjacentes, através da migração de peixes adultos, juvenis e larvas (Gell & Roberts, 2003).

As áreas marinhas protegidas são atualmente uma das soluções mais promissoras para a conservação e gestão das pescas nas zonas costeiras, e estão a ser implementadas por todo o mundo (Schmidt, 1997; Allison et al., 1998, Limousin, 1995; Nogueira & Romero, 1995). Em Portugal, a aplicação de áreas marinhas protegidas como ferramentas de gestão e conservação é ainda considerada uma estratégia inovadora, pois apenas algumas reservas marinhas foram implementadas, a maioria delas no Arquipélago dos Açores (Santos et al., 1995). Em Portugal Continental, o Parque Marinho Professor Luiz Saldanha (PMPLS), integrado no Parque Natural da Arrábida, foi uma das primeiras áreas marinhas protegidas a ser implementada. Tem como objetivo a conservação da biodiversidade e das funções ecológicas das comunidades costeiras, e pretende também ser uma ferramenta de gestão pesqueira através da prevenção do declínio insustentável dos recursos (Gonçalves et al., 2003).

A investigação científica na costa da Arrábida revela que se trata de uma área com elevada biodiversidade marinha. Henriques et al. (1999) obtiveram resultados referentes às populações piscícolas locais que revelam níveis de biodiversidade notavelmente elevados quando comparados com valores descritos para latitudes semelhantes no Atlântico Nordeste e Mediterrâneo. Para além disso, esta região compreende diversos habitats que são importantes para grande parte dos peixes e invertebrados da fauna costeira de Portugal Continental. Estes factos salientam a extrema importância da implementação de medidas de conservação nesta região (Henriques et al., 1999; Gonçalves et al., 2003).

O presente trabalho tem como objetivo avaliar os efeitos das medidas de gestão im22

plementadas no Parque Marinho Professor Luiz Saldanha, no que diz respeito às comunidades marinhas de substratos móveis. Com este propósito, foi empreendida uma análise qualitativa e quantitativa da fauna presente nos fundos de areia e vasa do parque marinho, abrangendo os seus três níveis de proteção: total, parcial e complementar. Para a amostragem, recorreu-se à pesca experimental com redes de tresmalho. Dada a recente implementação desta zona protegida, é primordial obter informação científica referente às mudanças que possam estar a ocorrer nas comunidades marinhas. Nomeadamente, pretende-se avaliar se está a ocorrer algum efeito reserva, isto é, se há aumentos de densidade, biomassa e biodiversidade resultantes das medidas de proteção implementadas no parque marinho, à semelhança do que está ilustrado na Fig . 1 - Pág. 85.

1.1. Área de estudo Localizada na costa ocidental portuguesa, a costa da Arrábida é reconhecida pela sua importância ecológica e elevada biodiversidade marinha (Henriques et al., 1999; Gonçalves et al., 2003). Protegida dos ventos dominantes do quadrante norte, esta faixa costeira é caraterizada pelos altos penhascos rochosos que alternam com baías abrigadas (Ribeiro, 2004). Na maior parte da área abaixo dos 15 - 20m de profundidade, os fundos rochosos dão lugar a substratos móveis, nomeadamente areia e vasa.

A secção da costa desde o Portinho da Arrábida até Sesimbra é caraterizada por uma estreita faixa rochosa que se estende até um máximo de 20m de profundidade, onde começa o substrato móvel (areia e vasa). Este, por sua vez, estende-se até aos 100m de profundidade ou mais, na área adjacente ao parque marinho. Baías com pedra rolada e bancos de areia são comuns nesta região. Na zona a oeste de Sesimbra, para além do fundo rochoso junto à costa e das grandes extensões de areia, é também possível encontrar áreas com rocha subaflorante (Gonçalves et al., 2003).

Esta diversidade de habitats dá lugar a mais de mil espécies de fauna e flora marinha já descritas para a região (Saldanha, 1974; Calado & Gaspar, 1995; Henriques et al., 1999; Almada et al., 2000; Gonçalves et al., 2003).

Devido à sua localização na grande área metropolitana de Lisboa, esta é uma zona altamente suscetível à pressão humana. Algumas atividades humanas como as pescas e o turismo têm uma elevada importância social e económica para a região (Gonçalves et al., 2003).

A necessidade de regulamento legal para o uso desta zona costeira conduziu ao estabelecimento do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha (PMPLS, também conhecido como Parque Marinho da Arrábida) em 1998. A sua implementação pretende promover a conservação dos ecossistemas costeiros e a utilização sustentável dos recursos pesqueiros (Gonçalves et al., 2003; Reis et al., 2004). Esta zona marinha protegida está incluída no Parque Natural da Arrábida e compreende uma área de 52km2. Estende-se ao longo de 38km de costa e chega a alcançar batimetrias superiores a 100m de profundidade. Na Fig. 2 - Pág. 85 é possível ver a sua localização.

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Foi apenas em agosto de 2005 que o plano de ordenamento do parque marinho foi implementado. A respetiva legislação oficial (Resolução do Conselho de Ministros nº 141/2005, de 23 de agosto 2005) dividiu a região em três níveis de proteção diferentes (Fig. 2 - Pág. 85): total - atividades humanas não permitidas; parcial - algumas artes de pesca permitidas (covos para polvo, toneiras, linhas de mão); complementar - pesca permitida a embarcações até um limite de 7m de comprimento e com autorização para operar no parque marinho. Em relação à pesca recreativa, a pesca à cana só é permitida nas zonas de proteção complementar e a pesca submarina está restrita em toda a área do parque. Este plano de ordenamento teve em conta a importância da conservação ecológica e das atividades socioeconómicas que têm lugar na região.

Para a pesca comercial, as restrições foram implementadas gradualmente: em janeiro de 2006, todo o parque marinho ficou sob o nível de proteção complementar.

Em agosto de 2006 foram implementadas duas áreas de proteção parcial e em 2007 mais quatro foram criadas. Em agosto de 2008, uma área de proteção parcial foi convertida em proteção total. Finalmente, em agosto de 2009, esta área de proteção total é amplificada e a implementação do parque marinho fica completa (Anexo I - Pág. 60).

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2. MATERIAL E MÉTODOS

2.1. Amostragem Os dados usados no presente estudo foram obtidos no decurso do projeto Life-Biomares (life06 nat/ p/000192). Este projeto foi financiado pelo programa da Comissão Europeia LIFE-Natureza e pela empresa Secil (Companhia Geral de Cal e Cimento S.A.).

De 2007 a 2010, investigadores do CCMAR (Centro de Ciências do Mar) realizaram campanhas de pesca experimental na área do parque marinho. A pesca decorreu com o apoio de um pescador local. Estas campanhas ocorreram com frequência sazonal (primavera, outono) e abrangeram os três níveis de proteção. Dois tipos de substrato foram amostrados: areia (≈12 – 20m profundidade) e vasa (≈35 – 45m profundidade).

Um total de seis campanhas foram realizadas durante o período de dezembro de 2007 a abril de 2010, o que resultou em 43 saídas de mar e 107 lances de pesca. A Fig. 3 - Pág.

86 mostra os locais de amostragem.

O método de pesca aplicado consistiu em utilizar rede de tresmalho. As caraterísticas das redes usadas são apresentadas em detalhe no Anexo II - Pág. 61. Cada caçada é constituída por 10 redes e cada rede tem 50m de comprimento. Cada local foi assim amostrado com um total de 500m de rede.

As saídas de amostragem começavam com a partida do Porto de Sesimbra antes do nascer do sol a bordo de uma lancha (6,98m comprimento) preparada para operar com redes de tresmalho. As caçadas eram colocadas a pescar a meio da manhã e a alagem começava antes do nascer do sol, ficando cada lance a pescar durante cerca de 20-24 horas. A aplicação destes procedimentos estandardizados facilitou o cálculo da Captura por Unidade de Esforço (CPUE) – em que a unidade de esforço corresponde a 500m de rede de tresmalho a pescar por um período de aproximadamente 24h.

A amostragem biológica decorreu a bordo da embarcação. Os investigadores (um membro da equipa do CCMAR com o apoio de um voluntário) separaram, identificaram e mediram os exemplares capturados à medida que estes eram recolhidos. Todos os peixes, crustáceos e moluscos foram medidos (precisão: milímetro) e os exemplares vivos foram devolvidos ao mar (prática de ‘catch and release’). A Fig . 4 - Pág. 87 mostra diversos momentos da amostragem a bordo. Em caso de dificuldade na identificação da espécie, o exemplar era guardado congelado para posterior análise em laboratório

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e a identificação era feita com base na bibliografia (Zariquiey-Álvarez, 1968; Whitehead et al., 1986; Fischer et al., 1987; Arias & Drake, 1990; Falciai & Minervini, 1995; Macedo et al., 1999). O peso dos espécimes capturados (peixes, cefalópodes e crustáceos com valor comercial) foi estimado com base no comprimento registado e utilizando relações peso-comprimento descritas na literatura para cada espécie (Le Foll et al., 1993; Gonçalves et al., 1997; Morato et al., 2001; Stergiou & Moutopoulos, 2001; Santos et al., 2002; Borges et al., 2003; Filiz & Bilge, 2004; Mendes et al., 2004; Veiga et al., 2009; Froese & Pauly, 2010). O valor comercial dos exemplares calculou-se multiplicando a estimativa do peso pelo valor comercial médio dado para a espécie no Porto de Sesimbra no ano de 2010 (DGPA, 2010).

Algumas imagens dos procedimentos de laboratório e de inserção de dados podem ser vistas na Fig . 5 - Pág. 88.

2.2. Tratamento de dados Os dados obtidos foram organizados em duas bases de dados, uma com a informação biológica, outra com informação ambiental e geográfica.

Devido a alguns problemas que surgiram durante as amostragens, tais como fortes correntes, extrema abundância de algas, ou manipulação/vandalização da arte, vários lances foram excluídos da análise. Em resultado desta seleção, apenas 98 dos 107 lances de pesca foram considerados válidos: 27 na área de proteção complementar (18 na areia, 9 na vasa), 47 na área de proteção parcial (32 na areia, 15 na vasa) e 24 na área de proteção total (14 na areia, 10 na vasa).

Para além dos lances falhados, também se excluíram os dados referentes aos invertebrados sem valor comercial (caranguejos, estrelas-do-mar, ouriços-do-mar, holotúrias, etc.) e peixes pelágicos, nomeadamente a boga (Boops boops), a sardinha (Sardi-

na pilchardus), o carapau-branco (Trachurus trachurus), o carapau-mouro (Trachurus picturatus), a cavala (Scomber colias) e a sarda (Scomber scombrus). Os invertebrados sem valor comercial foram excluídos por terem capturas irregulares, uma vez que a rede de tresmalho não é a arte mais adequada à sua amostragem. Quanto aos peixes pelágicos, a sua exclusão deriva da elevada mobilidade típica destas espécies (Fréon & Misund, 1999), que faz com que sejam consideradas menos significativas para a caraterização dos locais.

Outro tratamento preliminar consistiu em converter os dados de captura por unidade de esforço originais, referentes a 500m de rede, para 1000m de rede, de modo a facilitar a comparação com os resultados de outros estudos. Dado que cada lance corresponde a 500m, os resultados foram multiplicados por dois. Deste modo, os resultados apresentados têm como unidade de esforço 1000m de rede e 24h de tempo efetivo a pescar.

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2.2.1. Análise quantitativa Para cada espécie, diversos parâmetros foram calculados: a abundância absoluta (número de indivíduos) e relativa (%N); o peso absoluto (Kg) e relativo (%P); a captura por unidade de esforço em número (CPUE Nº; número de indivíduos capturados por unidade de esforço - 1000m 24h), que foi considerada como indicadora da abundância; a captura por unidade de esforço em peso (CPUE Kg; quilogramas capturados por unidade de esforço - 1000m 24h); a frequência de ocorrência (percentual e categórica); e o índice de importância relativa (IRI). As fórmulas de cálculo destes parâmetros estão apresentadas no Anexo III - Pág. 62.

2.2.2. Análise da diversidade O uso de índices de diversidade é um método comum para comparar a biodiversidade entre diferentes comunidades e ao longo do tempo. Para além disso, são considerados como indicadores do bem-estar ecológico (Magurran, 1988). Foram escolhidos para análise os índices de Shannon-Wiener e o de Margalef. Ambos os índices refletem a riqueza de espécies (Magurran, 1988). As suas fórmulas podem ser observadas no Anexo III - Pág. 62.

2.2.3. Análise espacial e temporal Para analisar tendências espaçotemporais nos dados de captura, as amostras foram agrupadas em categorias de espaço e tempo. Em relação à classificação espacial, esta é referente ao nível de proteção: complementar, parcial, total. É de salientar que os níveis de proteção foram implementados gradualmente, e dois dos três anos deste estudo correspondem ao período de implementação (Anexo I - Pág. 60). Em consequência, alguma influência temporal está presente nesta classificação. A classificação temporal agrupa os dados em anos e períodos. A classificação por ‘ano’ considera o número de anos decorridos desde a criação do plano de ordenamento do parque marinho (23 de agosto de 2005). Três anos foram analisados: Ano 3 (23 agosto 2007 - 23 agosto 2008), Ano 4 (23 agosto 2008 - 23 agosto 2009) e Ano 5 (23 agosto 2009 - 23 agosto 2010).

Foi apenas no início do Ano 5 (23 agosto 2009) que a implementação do plano de ordenamento foi concluída, ficando o parque marinho com a sua estrutura definitiva

(Anexo I - Pág. 60). Assim, na classificação por ‘período’, os anos foram agrupados em dois períodos: Anos 3-4 e Ano 5. Esta classificação separa o período de implementação (Anos 3-4) da fase com o parque marinho já na sua estrutura final (Ano 5).

Dada a estrutura não-normal da distribuição dos dados, a análise estatística baseou-se em testes não-paramétricos para comparar a mediana de diferentes grupos.

O teste não-paramétrico aplicado foi a ANOVA de Kruskal-Wallis (Kruskal & Wallis, 1952 in Zar, 1996). Sempre que este teste revelou diferenças significativas, foi aplicada a comparação múltipla do método de Dunn, para verificar quais os grupos que se diferenciavam (Dunn, 1964 in Zar, 1996). Para comparar dois grupos apenas, recorreu-se ao teste de soma de categorias de Mann-Whitney (Mann & Whitney, 1947 in Zar, 1996).

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Na aplicação destes testes, o nível de significância considerado foi de α=0,05 (significância estatística: p<0,05). Os testes foram executados com o programa informático SigmaStat 3.5. As fórmulas de cálculo dos valores estatísticos para cada teste podem ser consultadas no Anexo III - Pág. 62.

Para a representação gráfica dos resultados, utilizaram-se gráficos de faixas interquartis, também conhecidos como gráficos de caixas-e-bigodes (boxplots). A faixa (ou caixa: forma retangular) é formada pelo primeiro (Q25: valor aos 25% da amostra ordenada) e terceiro quartis (Q75: valor aos 75% da amostra ordenada) (limites inferior e superior da caixa, respetivamente) e pela mediana (segundo quartil, Q50: valor aos 50% da amostra ordenada), representada pela banda negra no interior da faixa (Tukey, 1977). As hastes (ou ‘bigodes’) inferiores e superiores estendem-se, respetivamente, até ao valor mais baixo ainda dentro do intervalo correspondente a 1,5 x Intervalo Interquartil inferior, e até ao valor mais alto ainda dentro do intervalo 1,5 x Intervalo Interquartil superior. Os pontos fora destes limites foram considerados valores discrepantes (outliers) e foram representados por um círculo não preenchido. Outro detalhe dos gráficos apresentados é que a largura das faixas é proporcional ao número de observações na amostra.

2.2.4. Análise multivariada A análise multivariada foi aplicada para comparar as comunidades. Para tal, utilizou-se o programa informático PRIMER v6.1.5, que calculou as similaridades encontradas entre cada observação, entre cada tipo de substrato e entre cada nível de proteção, sendo estas similaridades representadas através de NMDS (ordenação não métrica multiespacial). Para estas análises, os dados foram previamente transformados pela raiz quarta, de modo a atenuar a importância de espécies mais abundantes/dominantes.

Utilizou-se o coeficiente de Bray-Curtis para criar a matriz de similaridades (Clarke & Warwick, 2001). A comparação estatística entre os vários grupos foi realizada através do teste multivariado não paramétrico de análise de similaridades ANOSIM, aplicado à matriz de similaridade. O nível de significância considerado nos testes ANOSIM foi de α=0,01 (significância estatística: p<0,01). Realizaram-se também análises de percentagens de similaridade (SIMPER), de modo a estimar que espécies contribuíram mais para a distinção entre grupos. No Anexo III - Pág. 62 é possível consultar as fórmulas utilizadas nas várias análises multivariadas referidas.

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3. RESULTADOS

3.1. Análise da temperatura Os dados de temperatura registados durante o período de amostragem estão representados na Fig. 6 - Pág. 29. Durante o período pós-implementação do parque marinho - Ano 5 - ocorreram temperaturas mais elevadas. O teste de soma de categorias de Mann-Whitney confirma que as diferenças observadas são significativas de um período para o outro (p<0,05). Os resultados detalhados do teste, juntamente com um gráfico da série temporal de registos da temperatura para os anos 2007 a 2009, podem ser consultados no Anexo IV - Pág. 64.

Figura 6 – Gráfico de faixas interquartis da temperatura (dados apenas dos períodos de amostragem) por período (Anos 3-4, Ano 5).

3.2. Caraterização da captura Durante as seis campanhas de amostragem, correspondentes a 98 lances de pesca, foram capturados um total de 7939 indivíduos: 5918 peixes (5342 peixes com exclusão dos pequenos pelágicos), 408 invertebrados com valor comercial e 1613 invertebrados sem valor comercial. A captura total em peso foi estimada em 2054,8Kg: 1721,6Kg de peixes (1653,5Kg de peixes com exclusão dos pequenos pelágicos) e 330,2Kg de invertebrados com valor comercial. No Anexo V - Pág. 65, é possível consultar as listas de espécies capturadas, com informação referente à quantidade capturada. Os gráficos apresentados no Anexo VI - Pág. 68, por sua vez, dão informação de que os peixes constituem a maior parte da captura (mais que 70% em todos os três níveis de proteção).

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A família Soleidae (linguados) foi a mais abundante, seguida pela família Triglidae (ruivos). Foram identificadas um total de 126 espécies: 76 espécies de peixe (64 peixes ósseos, dos quais, 6 são pequenos pelágicos e 12 elasmobrânquios), e 50 espécies de invertebrados (16 crustáceos, 3 com valor comercial; 3 cefalópodes; 13 equinodermes; 7 bivalves; 6 gastrópodes; 3 cnidários; 1 poliplacóforo; 1 tunicado). Algumas imagens que ilustram a diversidade das capturas estão apresentadas na Fig. 7 - Pág. 89.

Os peixes ósseos perfazem 87% da captura total em número e contribuem com 62% no peso total. Os elasmobrânquios, embora só contribuindo em 9% da captura em número, constituem 22% do peso total. É de mencionar que, dentro deste grupo de peixes, várias espécies têm estatuto de conservação que levanta preocupações: a raia-lenga (Raja clavata) e a raia-pontuada (Raja brachyura) são mencionadas como estando num estado de ‘ameaça eminente’ (‘near threatened’); o cação-liso (Muste-

lus mustelus) é classificado como ‘vulnerável’; a raia-branca (Rostroraja alba) e a raiacurva (Raja undulata) são consideradas como estando ‘em perigo’ (IUCN, 2010).

A raia-lenga (R. clavata) foi o elasmobrânquio mais abundante (115 ind.), enquanto que dos peixes ósseos, foi a azevia (Microchirus azevia) a mais abundante (895 ind.).

Este peixe da família dos linguados foi inclusive a captura mais frequente (Anexo V - Pág. 65). Em relação aos invertebrados com valor comercial, o mais comum foi o choco (Sepia officinalis; 119 ind.), enquanto que o ouriço-do-mar (Sphaerechinus granularis) (730 ind.) foi o invertebrado sem valor comercial mais capturado (Anexo V - Pág. 65).

3.3. Análise das capturas Os índices de diversidade aplicados aos dados de captura estão representados na Fig. 8 - Pág. 31, agrupados por período e nível de proteção. A ANOVA de KruskalWallis ANOVA (α=0,05; (Tabela I - Pág. 31) e o teste de Dunn (α=0,05; (Anexo VII - Pág. 69) foram as análises estatísticas aplicadas. Quando analisando ambos os períodos em conjunto, verifica-se que é o nível de proteção complementar que difere, pois apresenta valores de diversidade (para ambos os índices: Margalef e ShannonWiener) significativamente inferiores em comparação com os outros dois níveis de proteção. Analisando separadamente cada período, este mesmo padrão é observado para o Ano 5. Porém, para o período anterior (Anos 3-4), os valores para o nível de proteção total não foram considerados significativamente mais altos quando comparados com os da complementar (Anexo VII - Pág. 69). Isto sugere que de um período para o outro (depois da completa implementação do parque marinho) ocorreu um aumento de diversidade no nível de proteção total.

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Figura 8 – Gráfico de faixas interquartis dos índices de Margalef e Shannon-Wiener por nível de proteção e por período.

Tabela I – Resultados das ANOVAs de Kruskal-Wallis (α=0,05) aplicadas aos índices de Margalef e Shannon-Wiener por nível de proteção e por período.

Quando analisando os dados de captura por unidade de esforço (CPUE), são observados padrões semelhantes (Fig. 9 - Pág. 90). Uma vez mais, depois de detetadas diferenças significativas entre os níveis de proteção, pelas ANOVAs de Kruskal-Wallis (α=0,05; Tabela II - Pág. 32), o método de Dunn foi aplicado (α=0,05; Anexo VIII -

Pág. 70), mostrando que o nível de proteção complementar teve índices de captura (em número, peso e em valor) significativamente mais baixos. Quanto aos níveis de proteção parcial e total, estes não foram considerados significativamente diferentes entre si. No Anexo IX - Pág. 71 é possível consultar mais resultados suplementares referentes ao CPUE em peso.

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Tabela II – Resultados das ANOVAs de Kruskal-Wallis (α=0,05) para comparação das capturas de acordo com nível de proteção e período: CPUE (ind.1000m-1 e Kg.1000m-1) e valor da captura (€).

3.3.1. Capturas por espécie Para analisar as tendências de captura das várias espécies, a Tabela VII - Anexo X -

Pág. 72 mostra os valores do CPUE em número e em peso de cada espécie. Em relação à captura em número, a azevia (M. azevia) surge como a mais abundante. Outras espécies aparecem também em elevadas abundâncias, como o charroco (Halobatrachus didactylus), o linguado-da-costa (Solea senegalensis), a pescada (Merluccius merluccius) e a cabra-de-bandeira (Chelidonichthys obscurus).

Os tamanhos dos indivíduos de algumas espécies com valor comercial foram analisados, nomeadamente da cabra-cabaço (Chelidonichthys lucerna), do linguado-legítimo (Solea solea), do linguado-da-costa (S. senegalensis) e da azevia (M. azevia) (Fig. 10 - Pág. 91). Estas espécies pertencem às duas famílias mais representativas da comunidade local de peixes dos substratos móveis: as famílias Soleidae (linguados) e Triglidae (ruivos). Para a cabra-cabaço e a azevia, no Ano 5 detetaram-se diferenças na zona de proteção total, onde os indivíduos capturados eram significativamente maiores (p<0,05; ANOVA Kruskal-Wallis: (Tabela III - Pág. 33); método de Dunn: (Anexo XI - Pág. 76). O mesmo sucedeu com o linguado-legítimo e o linguado-da-costa, mas as diferenças significativas foram referentes aos Anos 3-4. Para o linguado-legítimo no Ano 5, não foi possível analisar diferenças dos tamanhos de acordo com o nível de proteção, pois todos os exemplares amostrados foram capturados no nível de proteção total.

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Tabela III – Resultados das ANOVAs de Kruskal-Wallis (α=0,05) aplicadas aos dados de comprimento total dos indivíduos de quatro espécies de peixes com valor comercial, de acordo com o nível de proteção e o período.

Para melhor entender as tendências ao nível das espécies, também se procedeu à análise do CPUE em número. Nesta abordagem, foram incluídos oito grupos taxonómicos, nomeadamente quatro espécies de peixes ósseos (Fig. 11 - Pág. 92) - cabra-cabaço (C. lucerna), azevia (M. azevia), linguado-da-costa (S. senegalensis) e linguado-legítimo (S. solea); três espécies de peixes elasmobrânquios (Fig. 12 - Pág.

93) - tremelga (Torpedo torpedo), ratão-águia (Myliobatis aquila) e raia-lenga (Raja clavata); e uma família de elasmobrânquios (raias – Rajidae; (Fig. 12 - Pág. 93) .

Os peixes elasmobrânquios são aqui analisados uma vez que, embora sejam menos abundantes que os peixes ósseos, são um grupo particularmente sensível à sobrepesca (Wetherbee & Cortés, 2004; Coelho & Erzini, 2006, 2008). Concretamente em relação às raias, esta família constituiu o grupo de elasmobrânquios mais abundante nas capturas. Para além disso, nela se incluem diversas espécies que constituem importantes recursos pesqueiros e que estão atualmente listadas com estatuto de conservação, que levanta preocupações, como a raia-lenga (R. clavata) e a raia-pontuada (R. brachyura), classificadas em estado de ‘ameaça eminente’ e a raia-branca (R. alba) e a raia-curva (R. undulata), classificadas como ‘em perigo’ (IUCN, 2010). Para além das raias, a inclusão da tremelga (T. torpedo) e do ratão-águia (M. aquila) baseou-se no facto de estas serem as duas espécies mais abundantes logo a seguir à raia-lenga (R. clavata), a qual constituiu o elasmobrânquio mais abundante. Os resultados das ANOVAs de Kruskal-Wallis (p<0,05) aplicadas estão resumidos na Tabela IV - Pág. 34.

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Tabela IV – Resultados das ANOVAs de Kruskal-Wallis (α=0,05) aplicadas aos dados de CPUE em número (ind./1000m) de oito grupos taxonómicos (7 espécies; 1 família) de peixes, de acordo com o nível de proteção e o período.

A cabra-cabaço teve um aumento significativo das capturas nos níveis de proteção parcial e total de um período para o outro. Isto está refletido no facto de nos Anos 3-4 não se terem detetado diferenças significativas entre níveis de proteção (p>0,05; método de Dunn; (Anexo XII - Pág. 77), enquanto que no Ano 5, tanto a proteção total como a parcial tiveram capturas superiores às da complementar (p<0,05; método de Dunn; (Anexo XII - Pág. 77). Embora este padrão de aumento também se tenha observado na azevia, para esta, as diferenças não foram comprovadas estatisticamente (p>0,05; (Anexo XII - Pág. 77). Para ambos os linguados, foram detetadas tendências de diminuição na captura (p<0,05; (Anexo XII - Pág. 77). Particularmente em relação ao linguado-legítimo, a zona de proteção total parece ter uma importância acrescida, uma vez que no segundo período analisado, todas as capturas desta espécie se deram nesta zona. Aliás, 88% das capturas desta espécie ocorreram nesta área.

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Observando as tendências dos elasmobrânquios (Fig. 12 - Pág. 93), o resultado que mais se destaca é o aumento da abundância da raia-lenga em ambas as áreas de proteção parcial e total. Este aumento, dado que esta foi a espécie de raia mais abundante, também se reflete na tendência global observada para a família das raias (Rajidae). O padrão observado foi confirmado estatisticamente (p<0,05; método de Dunn, (Anexo

XII - Pág. 77). Em relação à tremelga e ao ratão-águia, embora algumas diferenças significativas tenham sido detetadas com as ANOVAs de Kruskal-Wallis (p <0,05; (Tabela IV - Pág. 34). , as comparações múltiplas de Dunn (α=0,05; (Anexo XII - Pág. 77) não distinguiram qual o grupo que se destacava. Apesar desta limitação, as tendências observadas na Fig. 12 - Pág. 93 sugerem que as áreas com proteção parcial são importantes para algumas espécies de elasmobrânquios, como no caso destas duas espécies. É de mencionar que a tremelga também foi comum na zona de proteção total e parece ter flutuações temporais de abundância. Ainda outro elasmobrânquio com maiores abundâncias no nível de proteção parcial, ainda que com baixas capturas, foi o cação-liso (Mustelus mustelus; considerado como ‘vulnerável’ na Lista Vermelha das Espécies Ameaçadas do IUCN; ww.iucnredlist.org; IUCN, 2010).

No Anexo XIII - Pág. 79 é apresentada uma análise gráfica suplementar relativa ao CPUE em peso das oito espécies de peixes ósseos (com valor comercial) com abundâncias mais elevadas.

3.4. Análise multivariada Em relação à análise multivariada, os resultados dos testes ANOSIM (α=0,01) para comparar a composição da comunidade entre os três níveis de proteção são apresentados nas Tabelas V - Pág. 35 e VI - Pág. 36 (dados de abundância; transformação raiz quarta; similaridade de Bray-Curtis). A primeira análise incluiu todas as amostras em conjunto (Tabela V - Pág. 35), enquanto que a segunda foi feita avaliando separadamente as amostras de areia das da vasa (Tabela VI - Pág. 36).

Tabela V – Resultados do teste ANOSIM (α=0,01; transformação raiz quarta; similaridade de BrayCurtis) de acordo com o nível de proteção; análise de todas as amostras juntas (R Global=0.252).

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Tabela VI – Resultados do teste ANOSIM (α=0,01; transformação raiz quarta; similaridade de BrayCurtis) de acordo com o nível de proteção; análise das amostras separadas de acordo com o substrato (R Global ‘areia’ = 0.343; R Global ‘vasa’ = 0.368).

Segundo as análises ANOSIM (Tabelas V - Pág. 35 e VI - Pág. 36), avaliando todas as amostras em conjunto, tanto a comunidade do nível de proteção total como a do parcial foram consideradas significativamente diferentes (p<0,01) da encontrada no nível de proteção complementar. Quando comparando a comunidade do nível de proteção total com a do parcial, estas não foram consideradas diferentes (p>0,01).

Isto é semelhante ao resultado obtido quando analisando as amostras de fundo arenoso separadamente, ou seja, as comunidades das zonas de proteção parcial e total diferem da comunidade da zona complementar. O mesmo sucede quando analisando as amostras da vasa isoladamente. No entanto, neste substrato, para além desta distinção, as comunidades dos níveis de proteção total e parcial são também consideradas significativamente diferentes entre si (p<0,01).

A representação gráfica das similaridades entre as amostras (NMDS) segundo o nível de proteção é apresentada na Fig. 13 - Pág. 94 . Como esperado, com base nos resultados dos testes ANOSIM, as amostras da zona de proteção complementar parecem constituir um grupo distinto.

Foi possível determinar a contribuição de cada espécie para a dissimilaridade entre os três níveis de proteção através da análise SIMPER (Tabela VII - Pág. 38). A azevia (M. azevia), o charroco (H. didactylus) e a cabra-riscada (Trigloporus lastoviza) aparecem como as espécies principais na dissimilaridade entre as áreas complementar e parcial. Quando comparando a total com a parcial, a azevia e o charroco surgem novamente como importantes contribuidores para as diferenças. Ambas as espécies parecem ser importantes e consistentes (Diss/SD>1) na distinção das três comunidades consideradas (embora o teste ANOSIM não tenha detetado diferenças significativas entre as zonas parcial e total com as amostras da areia). Tanto para a azevia como para o charroco, este resultado está de acordo com o padrão de abundância, isto é, estas espécies são mais abundantes no nível de proteção parcial do que no complementar e, por sua vez, mais abundantes no nível de proteção total do que no parcial.

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Ao aplicar a análise SIMPER às amostras de fundo arenoso e vasoso separadamente, uma vez mais, para o grupo da ‘areia’, a azevia, o charroco e a cabra-riscada são os principais contribuidores para as dissimilaridades entre níveis de proteção. No entanto, para o grupo ‘vasa’, outras espécies, como o linguado-legítimo (S. solea), o rascasso-escorpião (Scorpaena notata), a cabra-cabaço (C. lucerna), a cabra-de-bandeira (C. obs-

curus) e a raia-lenga (R. clavata), ganham importância na distinção por serem menos abundantes na zona de proteção complementar (Anexo XIV - Pág. 80).

Uma última análise permitiu perceber com mais clareza as preferências das espécies em relação ao substrato/profundidade. Primeiramente, pelo teste ANOSIM, a comunidade típica da areia foi considerada significativamente diferente da encontrada na vasa (α=0,01; transformação raiz quarta; similaridade de Bray-Curtis; R estatístico=0,522; p<0,01; análise NMDS: Anexo XV - Pág. 82 ). A subsequente análise SIMPER (Tabela VIII - Pág. 38) indicou que a azevia, o rascasso-escorpião, a faneca (Trisopterus luscus) e a pescada (M. merluccius) são espécies comuns no fundo vasoso (35 - 40m profundidade), enquanto que espécies como o linguado-da-costa e o charroco se encontraram mais associados aos fundos de areia (10 - 18m profundidade).

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Tabela VII – Resultados da análise SIMPER para os níveis de proteção (transformação raiz quarta; similaridade de Bray-Curtis); análise de todas as amostras juntas. São listadas as espécies com contribuição para a dissimilaridade superior a 3,5%.

Tabela VIII – Resultados da análise SIMPER para os dois substratos: areia - 10-18m profundidade, vasa - 35-40m profundidade (transformação raiz quarta; similaridade de Bray-Curtis). São listadas as espécies com contribuição para a dissimilaridade superior a 3,5%.

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4. DISCUSSÃO

O estudo dos efeitos das medidas de legislação adotadas é um aspeto fundamental da gestão de áreas marinhas protegidas. Cinco anos depois da implementação do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha (PMPLS), era prioritário obter informação relativa às mudanças que estão a ocorrer nas comunidade marinhas locais. O presente trabalho é uma tentativa de trazer esclarecimentos nessa área, pela avaliação da composição de espécies, biodiversidade, abundância e biomassa. Os dados recolhidos e as análises empreendidas forneceram informação útil relativa ao período de implementação e ao primeiro ano após a completa implementação do parque marinho.

4.1. Análise das capturas Depois das várias análises aplicadas aos dados das capturas, alguns padrões gerais tornam-se evidentes. Um resultado que se realça é a diferenciação em numerosos aspetos das áreas de proteção total e parcial em relação à complementar. Os índices de diversidade de Margalef e Shannon-Wiener foram mais elevados nestas áreas. Isto está de acordo com as observações de Gonçalves et al. (2003), que descreveu um número superior de espécies piscícolas de recife rochoso nesta secção da costa da Arrábida em comparação com a área da Baía de Sesimbra ou do Cabo Espichel. Os presentes resultados vêm também confirmar este padrão para os fundos de substrato móvel. É de notar que os valores relatados por Gonçalves et al. (2003) são prévios à implementação do parque marinho. Isto revela que o padrão observado, para além de interligado com o nível de proteção (uma vez que se observou aumento de diversidade ao longo do tempo na zona de proteção total), está também provavelmente relacionado com as condições de habitat encontradas nas diferentes áreas, e é eventualmente também influenciado pela distância ao porto (considerando que mais perto do porto sofre mais pressão humana).

A distinção das áreas parcial e total em contraste com a complementar foi também detetada ao nível das comunidades (análise multivariada) e nas taxas de captura (CPUE em número e peso). O padrão geral observado nas capturas, com valores superiores nas zonas de proteção parcial e total, pode estar relacionado com as abundâncias superiores da azevia e da raia-lenga nas referidas áreas.

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Relativamente às semelhanças encontradas entre as áreas de proteção total e parcial, tanto em termos de CPUE (em número e em peso) e em relação à estrutura da comunidade, várias razões podem estar por trás disto, para além da influência óbvia da proximidade geográfica. Outro facto evidente é a recente implementação do nível de proteção total (primeira secção ‘total’ criada em agosto de 2008, a segunda em agosto de 2009). Além disso, esta semelhança não é completamente inesperada dado o que já foi anteriormente descrito para o parque marinho (Gonçalves et al., 2003). Ainda outro fator provavelmente relacionado é o facto de as artes de pesca permitidas no nível de proteção parcial serem seletivas (covos para polvo, toneira, linha-de-mão). É também de referir que durante as campanhas, foram detetadas ocorrências de pesca ilegal, o que poderá também comparticipar para a semelhança encontrada entre estas áreas. A frequência de pesca ilegal não é conhecida, mas para efetivamente avaliar o efeito das medidas de proteção implementadas, é necessário que a vigilância seja mais eficiente.

Apesar dos diversos fatores influentes na distinção da área de proteção complementar em relação às áreas de estatuto superior, é seguro considerar que as medidas de gestão implementadas nestas últimas têm tido efeitos positivos. Em relação por exemplo, à restrição da pesca com redes (de tresmalho e de emalhar), sabe-se que têm elevadas taxas de captura e pouca seletividade (Erzini et al., 1997, 2003, 2006a; Stergiou et al., 2006; Gonçalves et al., 2007, 2008; Karakulak & Erk, 2008; Batista et al., 2009).

Em relação à zona de proteção total, um resultado a destacar é referente ao tamanho dos indivíduos capturados. Os exemplares de azevia e cabra-cabaço amostrados nesta área eram significativamente maiores (comprimento total). Em estudos noutras áreas protegidas já se tinham observado resultados semelhantes. Por exemplo, em três reservas marinhas da Nova Zelândia, protegidas há períodos entres os 5 e os 20 anos, a abundância e o tamanho dos pargos da espécie Pagrus auratus foram relatados como sendo 14 vezes superiores aos das áreas não protegidas (Willis et al., 2003a). Também no Mediterrâneo, nas reservas marinhas das Ilhas Medas (GarcíaRubies & Zabala) e das Ses Negres (Rius, 2007), os tamanhos de diversas espécies de peixes revelaram-se diferentes nas áreas protegidas em relação aos das áreas abertas à pesca.

Também em relação à área de proteção total, outro aspeto a destacar é de que esta parece ser uma área importante para espécies com preferência por fundos vasosos, tais como o linguado-legítimo e a azevia. Adquirir informação sobre os sedimentos e meiofauna associada é um passo importante para perceber as razões relacionadas com a distribuição destas espécies comercialmente valiosas.

Ao analisar os efeitos das medidas de regulamentação implementadas, é possível concluir que diferentes espécies tiram partido da proteção espacial de diferentes formas. Espécies que vivem associadas ao fundo e com algum grau de fidelidade ao 40

território tendem a beneficiar mais com este tipo de medidas. O estudo desenvolvido por García-Rubies & Zabala (1990) nas Ilhas Medas é exemplo disso. Eles relatam que o mero (Epinephelus marginatus), uma espécie conhecida pelo seu comportamento territorial, estava a tirar vantagem das áreas dentro da reserva, onde a espécie era mais abundante e os indivíduos maiores. No caso do presente estudo, espécies como a cabra-cabaço, a raia-lenga, a azevia ou até mesmo o charroco, parecem estar a beneficiar das medidas de conservação, umas em termos de abundância, outras também em relação ao tamanho dos indivíduos. Como era esperado, estas espécies que mostram respostas positivas são as que vivem associadas ao fundo (Olim, 2003; Heithaus, 2004).

Em relação à análise temporal, deve-se ter em conta que o facto de a temperatura da água do mar ter sido superior no segundo período analisado pode ter influenciado os resultados (Moyle & Cech, 2000; Henriques et al., 2007). Isto é mais importante em relação à azevia, uma vez que a distribuição descrita para esta espécie tem a costa portuguesa como limite norte (Whitehead et al., 1986; Froese & Pauly, 2010). Pode suceder que aumentos de temperatura favoreçam a abundância desta e outras espécies.

4.2. Considerações finais De um modo geral, foram detetados neste estudo vários indícios da importância das zonas de proteção parcial e total para a conservação da diversidade e recursos piscícolas. A necessidade de dar lugar à recuperação da exploração excessiva remete para a importância do parque marinho e da sua fiscalização eficiente. Apesar da ocorrência de pesca ilegal (comercial e recreativa) e do curto período de tempo decorrido desde a implementação do parque, já há vários sinais que indicam que alguns recursos pesqueiros estão a ser favorecidos pela redução da pressão da pesca, o que se espera que venha potenciar a longo prazo ainda mais benefícios a nível ecológico e económico. Pode-se concluir que o presente estudo inclui os primeiros sinais positivos nas comunidades piscícolas de substratos móveis resultantes da implementação do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha.

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44

referências bibliográficas • Agardy T., 1994. Advances in marine conservation: the role of marine protected areas.

Trends in Ecology and Evolution 9: 267–270.

Marine Protected Area (Portugal). Ocean & Coastal Management 54: 137-147.

• Borges T.C., Olim S., Erzini K., 2003. Weight–length relationships for fish species discarded in commercial fisheries of the Algarve (southern Portugal). J. Appl. Ichthyol. 19: 394–396.

• Agardy T., 2000. Effects of fisheries on marine ecosystems: a conservationist’s perspective. ICES Journal of Marine Science 57: 761–765.

• Alder J., Zeller D., Pitcher T.j., Sumaila U.R., 2002. A method for evaluating marine protected area management. Coastal Management 30: 121–131.

• Botsford L.W., Castilla J.C., Peterson C.H., 1997. The management of fisheries and marine ecosystems. Science 277: 509–515.

• Calado G., Gaspar R., 1995. Contribuição para o conhecimento das espécies de moluscos opistobrânquios da área marinha adjacente ao Parque Natural da Arrábida. (Contribution for the study of the opistobranch molluscs from the marine area adjacent to the Arrábida Natural Park). Relatório, Instituto da Conservação da Natureza, Lisboa, 5 pp.

• Allison G.w., Lubchenco J., Carr M.H., 1998.

Marine reserves are necessary but not sufficient for marine conservation. Ecological Applications 8: 79–92.

• Almada V., Gonçalves E., Henriques M., 2000.

Inventariação e ecologia da ictiofauna do substrato rochoso da costa Arrábida/Espichel. (List and ecology of the rocky ictiofauna along Arrábida-Espichel coast). Technical report, ISPA and ICNB, Lisboa, 264 pp.

• Carter D.W., 2003. Protected areas in marine resource management: another look at the economics and research issues. Ocean and Coastal Management 46: 439–456.

• Arias A., Drake P., 1990. Estados juveniles de la ictiofauna en las caños de las salinas de la bahia de Cadiz. CSIC, Instituto de Ciencias Marinas de Andalucia, Junta de Andalucía, Cádiz, 163 pp.

• Clark C.W., 1996. Marine reserves and the precautionary management of fisheries. Ecol.

Appl. 6: 369–370.

• Clarke K.R., Warwick R.M., 2001. Change in Marine Communities - An Approach to Statistical Analysis and Interpretation. 2nd Edition, Plymouth, PRIMER-E Ltd.

• Akaike H., 1973. Information theory as an extension of the maximum likelihood principle. In: Petrov B.N., Csaki F. (Eds.), Second International Symposium on Information Theory. Akademiai Kiado, Budapest, Hungary, pp. 267–281.

• Coelho R., Erzini K., 2006. Reproductive aspects of the undulate ray, Raja undulata, from the south coast of Portugal. Fisheries Research 81: 80–85.

• Batista M.i., Teixeira C.M., Cabral H.N., 2009.

Catches of target species and bycatches of an artisanal fishery: The case study of a trammel net fishery in the Portuguese coast. Fisheries Research 100: 167–177.

• Coelho R., Erzini K., 2008. Effects of fishing methods on deep water shark species caught as by-catch off southern Portugal. Hydrobiologia 606: 187–193.

• Batista M.I., Baeta F., Costa M.J., Cabral H.N., 2011. MPA as management tools for smallscale fisheries: The case study of Arrábida

• DGPA, 2010. Recursos da Pesca – 2009. (Fisheries Resources – 2009). Direcção Geral das Pescas e Aquicultura, Série Estatística Vol. 45

23 A-B, Lisboa, 181 pp.

FAO, Rome, 761–1530 pp.

• Erzini K., Monteiro C.C., Ribeiro J., Santos M.N., Gaspar M., Monteiro P., Borges T.C., 1997.

An experimental study of gill net and trammel net “ghost fishing” in the Algarve (southern Portugal). Marine Ecology Progress Series 158: 257–265.

• Fréon P., Misund O.A., 1999. Dynamics of Pelagic Fish Distribution and Behaviour: Effects on Fisheries and Stock Assessment. Fishing News Books, Oxford, 348 pp.

• Erzini K., Gonçalves J.M.S., Bentes L., Lino P.G., Ribeiro J., Stergiou. K.I., 2003. Quantifying the role of competing static gear: comparative gear selectivity of monofilament gill nets and small hook longlines in the Algarve (southern Portugal). Scientia Marina 67: 341–352.

• García-Rubies A., Zabala M., 1990. Effects of total fishing prohibition on the rocky fish assemblages of Medes Islands marine reserve (NW Mediterranean). Scientia Marina 54: 317–328.

• Froese R., Pauly D., 2010. FishBase. Version (07/2010). ‘www.fishbase.org’.

• Gell F.R., Roberts C.M., 2003. Benefits beyond boundaries: The fishery effects of marine reserves. Trends in Ecology and Evolution, 9: 448–455.

• Erzini K., Gonçalves J.M.S., Bentes L., Moutopoulos D.K., Hernando Casal J.A., Soriguer M.C., Puente E., Errazkin L.A., Stergiou K.I., 2006a. Size selectivity of trammel nets in southern European small-scale fisheries. Fisheries Research 79: 183–201.

• Gonçalves E.J., Henriques M., Almada V.C, 2003. Use of temperate reef-fish community to identify priorities in the establishment of a marine area. In: Beumer J.P., Grant A., Smith D.C. (Eds.), Aquatic Protected Areas: What works best and how do we know? Proceedings of the World Congress on Aquatic Protected Areas, Cairns, Australia, August 2002, pp.

261–272.

• Falciai L., Minervini M., 1995. Guía de los crustáceos decápodos de Europa. Guide to the decapod crustaceans of Europe. Omega, S.A., Barcelona, 304 pp.

• FAO, Food and Agriculture Organization of the United Nations, 2009. The State of the World Fisheries and Aquaculture – 2008. FAO Fisheries and Aquaculture Department, Rome, 176 pp.

• Gonçalves J.M.S., Bentes L., Lino P.G., Ribeiro J., Canário A.V.M., Erzini K., 1997. Weight-length relationships for selected fish species of the small-scale demersal fisheries of the south and south-west coast of Portugal. Fisheries Research 30: 253–256.

• Filiz H., Bilge G., 2004. Length–weight relationships of 24 fish species from the North Aegean Sea, Turkey. J. Appl. Ichthyol. 20: 431–432.

• Gonçalves J.M.S., Stergiou K.I., Hernando-casal J.A., Puente E., Moutopoulos D.K., Arregi L., Soriguer M.C., Fernández C.V., Coelho R., Erzini K., 2007. Discards of trammel nets in southern European small-scale fisheries. Fisheries Research, 8: 5–14.

• Fischer W., Schneider M., Bauchot M.L., 1987.

Fiches FAO d’identification des espèces pour les besoins de la pêche (Révision 1). Méditerranée et mer Noire. Zone de pêche 37. Volume II. Vertébrés. Publication Préparée par la FAO et la Commission des Communautés Européennes (Projet GCP/INT/422/EEC) financée conjointement par ces deux organisations.

• Gonçalves J.M.S., Bentes L., Coelho R., Monteiro P., Ribeiro J., Correia C., Lino P.G., Erzini K., 2008. Non-commercial invertebrate dis46

cards in an experimental trammel net fishery.

Fisheries Management and Ecology, 15: 199210.

• Karakulak F.S., ERK H., 2008. Gill net and trammel net selectivity in the northern Aegean Sea, Turkey. Scientia Marina, 72 (3): 527– 540.

• Greenville J. W., 2007. Marine Protected Areas: a tool for fishery management. PhD Thesis. Faculty of Agriculture, Food and Natural Resources, University of Sydney, New South Wales, Australia, 319 pp.

• Le Foll D., Latrouite D., Noël P., 1993. Relations biométriques chez l’araignée de mer Maja squinado: longueur de référence, distinction juvenile–adulte, taille–poids. Biometric relationships of the spider crab Maja squinado: reference length, distinction juvenile–adult, length–weight. International Council for the Exploration of the Sea (CM papers and reports), ICES C.M. 1993/K22, 8 pp.

• Halpern B.S., 2003. The impact of marine reserves: do reserves work and does reserve size matter? Ecological Applications 13: 117–137.

• Henriques M., Gonçalves E.J., Almada V.C., 1999. The conservation of littoral fish communities: a case study at Arrábida coast (Portugal). In: Almada V.C., Oliveira R.F., Gonçalves E.J. (Eds.), Behaviour and Conservation of Littoral Fishes, ISPA, Lisboa, pp. 473–519.

• Limousin M.Z., 1995. Efectos biológicos de la creación de una reserva marina: el caso de las Islas Medes. Biological effects of the one marine reserve implementation: the case of the Islas Medes. In: Romero J.G. (Ed.), La gestión de los espacios marinos en el Mediterráneo Occidental. Instituto de Estudios Almerienses, Granada, pp. 55–103.

• Henriques M., Gonçalves E. J., Almada V.C., 2007. Rapid shifts in a marine fish assemblage follow fluctuations in winter sea conditions. Marine Ecology Progress Series, 340: 259–270.

• Ludwig J.A., Reynolds, J.F., 1988. Statistical ecology. A primer on methods and computing. John Wiley & Sons, New York, 337 pp.

• Heithaus M.R., 2004. Predator-Prey Interactions. In: Carrier J., Musick J., Heithaus M. (Eds.), Biology of Sharks and Their Relatives.

CRC Press, Boca Raton, pp. 487–521.

• Macedo M.C.C., Macedo, M.I.C., Borges J.P., 1999. Conchas Marinhas de Portugal. Sea Shells of Portugal. Verbo, Lisboa, 516 pp.

• Magurran A.E., 1988. Ecological diversity and its measurement. London, Chapman and Hall, 192 pp.

• Ihaka R.G., Gentleman R., 1996. R: a language for data analysis and graphics. Journal of Computational and Graphical Statistics 5: 299–314.

• Mendes B., Fonseca P., Campos A., 2004.

Weight–length relationships for 46 fish species of the Portuguese west coast. J. Appl.

Ichthyol. 20: 355–361.

• ICN 1993. Livro vermelho dos vertebrados de Portugal. Vol III. Peixes marinhos e estuarinos. Red Book of the Portuguese Vertebrates. Vol III. Marine and estuarine fishes.

Lisboa, Instituto de Conservação da Natureza, 219 pp.

• Moyle P.B., Cech, J.J.Jr., 2000. Fishes: An Introduction to Ichthyology. 4th Edition, Prentice-Hall, New York, 590 pp.

• IUCN 2010. Red List of Threatened Species.

International Union for Conservation of Nature, ‘www.iucnredlist.com’.

• Morato T., Afonso P., Lourinho P., Barreiros J.P., Santos R.S., Nash R.D.M., 2001. Lengthweight relationships for 21 coastal fish spe47

cies of the Azores, north-eastern Atlantic.

Fisheries Research 50: 297–302.

(Evaluation of the Ordination Plan proposal for the Arrábida Natural Park. Vol. II – Component Luiz Saldanha Marine Park). Relatório, ICNB, ISA, Lisboa, 44 pp.

• Nogueira H.C., Romero J.G., 1995. La gestión del medio natural y humano en un sistema marítimo-terrestre no insular: el caso del Parque Natural de Cabo de Gata-Níjar.

Management of the natural and human environments in a non-insular marine-terrestrial system: the case of the Cabo de Gata-Níjar Natural Park. In: Romero J.G. (Ed.), La gestión de los espacios marinos en el Mediterráneo Occidental. Instituto de Estudios Almerienses, Granada, pp. 187–226.

• Resolução do Conselho de Ministros, 2005.

Resolução do Concelho de Ministros Nº 141/2005: Regulamento do Plano de Ordenamento do Parque Natural da Arrábida. (Ministers Council Resolution No. 141/2005: Regulation of the Ordination Plan for the Arrábida Natural Park). Diário da República I Série - B, nº 161: 4857–4874.

• Ribeiro O., 2004. A Arrábida: Esboço Geográfico. (Arrábida: Geographical Synopsis).

Fundação Oriente, Câmara Municipal de Sesimbra, 3rd Edition, No. 8, 186, Lisboa, 146 pp.

• Olim S.M.S., 2003. Biologia e Morfometria de oito espécies da Família Triglidae (Pisces: Osteichthyes) capturadas na costa sul de Portugal (Algarve). Biology and Morphometrics of eight species of the Family Triglidae (Pisces: Osteichthyes) captured in the southern coast of Portugal (Algarve). MSc Thesis, University of Algarve, Faro, 78 pp.

• Rius M., 2007. The effect of protection on fish populations in the Ses Negres Marine Reserve (NW Mediterranean, Spain). Scientia Marina 71: 499–504.

• Roberts C., Polunin N., 1991. Are marine reserves effective in management of reef fisheries? Reviews in Fish Biology and Fisheries 1: 65–91.

• Pauly D., Christensen V., Dalsgaard J., Froesce R., Torres JR. F., 1998. Fishing Down Marine Food Webs. Science 279: 860–863.

• Pauly D., Christensen V., Guénette S., Pitcher T. J., Sumaila U. R., Walters C. J., Watson R., Zeller D., 2002. Towards sustainability in world fisheries. Nature 418: 689–695.

• Russ G., 2002. Yet another review of marine reserves as reef fishery management tools.

In: Sale P. (Ed.), Coral Reef Fishes: dynamics and diversity in a complex ecosystem. Academic Press, San Diego, pp. 421–443.

• Pauly D., Palomares M. L., 2005. Fishing down marine food webs: It is far more pervasive than we thought. Bulletin of Marine Science 76 (2): 197–211.

• Pinkas L., Oliphant M.S., Iverson I.L.K., 1971.

Foods habits of albacore, blue fin tuna, and bonito in California waters. Fish. Bull. Cal. 152: 1–105.

• Saldanha L.V.C., 1974. Estudo do povoamento dos horizontes superiores da rocha litoral da costa da Arrábida. (Study of the settlement on the littoral rock superior horizons of the Arrábida coast). Tese de doutoramento em Biologia marítima, Arquivos do Museu Bocage (2ª série) 5: 1–382.

• Reis C.S., Santos F.T., Venceslau T., 2004. Avaliação da Proposta de Plano de Ordenamento do Parque Natural da Arrábida. Vol. II – Componente Parque Marinho Luiz Saldanha.

• Santos M.N., Gaspar M.B., Vasconcelos P., Monteiro C.C., 2002. Weight–length relationships for 50 selected fish species of the Algarve coast (southern Portugal). Fisheries

48

Northern-eastern Atlantic and the Mediterranean. Vol. I, II, III. UNESCO, Paris, 1471 pp.

Research 59: 289–295.

• Santos R.S., Hawkins S., Monteiro L.R., Alves M., Isidro E.J., 1995. Marine research, resources and conservation in the Azores. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 5: 311–354.

• Willis T.J., Millar R.B., Babcock R.C., 2003a.

Protection of exploited fishes in temperate regions: high density and biomass of snapper Pagrus auratus (Sparidae) in northern New Zealand marine reserves. Journal of Applied Ecology 40: 214–227.

• Schmidt K.F., 1997. Ecology – ‘No-take’ zones spark fisheries debate. Science 277: 489–491.

• Willis T.J., Millar R.B., Babcock R.C., Tolimieri N., 2003b. Burdens of evidence and the benefits of marine reserves: putting Descartes before des horse? Environmental Conservation 30: 97–103.

• Sethi S.A., Hilborn R., 2008. Interactions between poaching and management policy effect marine reserves as conservation tools.

Biol. Conserv. 141: 506–516.

• Stergiou K.I., Moutopoulos D.K., 2001. A Review of Length-Weight Relationships of Fishes from Greek Marine Waters. Naga, The ICLARM Quarterly 24 (1 & 2): 23–39.

• Zariquiey-Álvarez R., 1968. Crustáceos Decápodos Ibéricos. Iberian Decapod Crustaceans. Barcelona, Investigacion Pesquera 32:1–510.

• Stergiou K.I., Moutopoulos D.K., Soriguer M.C., Puente E., Lino P.G., Zabala C., Monteiro P., Errazkin L.A., Erzini K., 2006. Trammel net catch species composition, catch rates and métiers in southern European waters: a multivariate approach. Fisheries Research 79: 170–182.

• Zar J.H., 1996. Biostatistical analysis. 3rd Edition, Prentice Hall, New Jersey, 662 pp.

6. Lista de Espécies

• Tukey J.W., 1977. Exploratory Data Analysis.

Addison-Wesley, Princeton, 688 pp.

• Veiga P., Machado D., Almeida C., Bentes L., Monteiro P., Oliveira F., Ruano M., Erzini K., Gonçalves J.M.S., 2009. Weight-length relationships for 54 species of the Arade estuary, southern Portugal. Journal of Applied Ichthyology 25: 493–496.

• Walters C.J., Maguire J.J., 1996. Lessons for stock assessment from the northern cod collapse. Rev. Fish. Biol. Fisheries 6: 125–137.

• Wetherbee B.M., Cortés E., 2004. Food Consumption and Feeding Habits. In: Carrier J., Musick J., Heithaus M. (Eds.), Biology of Sharks and Their Relatives. CRC Press, Boca Raton, pp 225–246.

• Whitehead P. J. P., Bauchot M.-L., Hureau J.C., Nielsen J., Tortonese E., 1986. Fishes of the 49

50

lista de espĂŠcies A tabela seguinte lista as espĂŠcies mencionadas nos resultados, apresentando a correspondĂŞncia entre o nome comum e o nome cientĂ­fico.

51

52

glossário • Análise multivariada Análise estatística que avalia em simultâneo diversas variáveis resposta.

• Elasmobrânquios Subclasse de peixes cartilagíneos que inclui os tubarões e as raias.

• Equinodermes Filo de animais marinhos que apresentam tipicamente muitos espinhos e que inclui as estrelas-do-mar, os ouriços-do-mar, os ofiurídeos e as holotúrias.

• Análise univariada Análise estatística sobre apenas uma variável resposta.

• Biodiversidade Pode ser definida como a variedade de organismos vivos e de complexidades ecológicas nas quais estes ocorrem. De uma forma simplificada pode-se referir à variedade de espécies num determinado local, mas também pode ter um significado mais complexo, ao ter em conta a variabilidade intraespecífica e genética.

• Equitabilidade Medida que se refere à distribuição da abundância das espécies, ou seja, numa determinada área ou amostra, compara a abundância de cada espécie (número de indivíduos) com a das restantes.

• Espécime Um exemplar de uma espécie.

• Biomassa Medida em peso dos organismos numa determinada amostra.

• Gastrópodes Classe de moluscos que inclui os caracóis, as lesmas, os búzios, os nudibrânquios, etc.

• Bivalves Classe de moluscos que apresentam uma concha formada por duas valvas.

Este grupo inclui organismos como o mexilhão, a ameijoa, etc.

• Grupo taxonómico Categoria hierárquica utilizada na classificação e nomenclatura dos seres vivos.

• Holotúrias Classe de equinodermes comumente designados como pepinos-do-mar.

• Caçada Neste contexto, refere-se ao conjunto de redes montadas em sequência (cada conjunto consistiu numa unidade de amostragem).

• Invertebrados Grupo de organismos desprovidos de esqueleto interno complexo.

• Cefalópodes Classe de moluscos à qual pertencem os polvos, as lulas e os chocos.

• Mediana Medida estatística de tendência central e que se refere ao número que num determinado grupo de dados ordenados separa a metade inferior da amostra da metade superior. Mais concretamente, metade da amostra terá valores inferiores ou iguais à mediana e a outra metade terá valores superiores ou iguais à mediana.

• Cnidários Filo de animais aquáticos que inclui as hidras, medusas, alforrecas, corais, anémonas, etc.

• Covo Armadilha utilizada para pescar, na qual os peixes, moluscos ou crustáceos entram à procura de alimento (isco) e de onde a saída é difícil ou mesmo impossível.

• Meiofauna Conjunto de animais que vivem enterrados no solo ou no sedimento de ecossistemas aquáticos.

• Crustáceos Grupo de animais invertebrados que inclui uma grande diversidade de organismos marinhos, tais como os camarões, lagostas, santolas, caranguejos, etc.

• Peixes ósseos Classe de peixes com tecido ósseo endocôndrico; estes peixes apresentam 53

• Tresmalho Arte de pesca constituída por três panos de rede retangulares, sobrepostos.

Os panos exteriores, de malhagem mais larga, são denominados de albitanas (ou alvitanas) e o pano do meio, de malhagem mais apertada, é denominado de miúdo.

‘espinhas’, e não cartilagem. Designada como Classe Osteichthyes, em contraposição com a Classe Chondrichthyes, ou peixes cartilagíneos, que incluem os tubarões e as raias.

• Pelágicos Organismos aquáticos que vivem nadando na coluna de água, não dependendo dos fundos marinhos.

• Tunicados Grupo de animais marinhos que se alimentam por filtração. Têm tipicamente a forma de um barril com duas aberturas, chamadas sifões, um para a entrada da água e partículas alimentares, e outro para a saída da água e excreções.

• Poliplacóforos Classe de moluscos marinhos comumente designados por quítons. Apresentam o corpo achatado dorsoventralmente e uma concha com oito partes ou valvas sobrepostas. A cabeça é reduzida e desprovida de tentáculos e olhos.

• Quartil Termo usado em estatística descritiva, e que refere qualquer um dos três valores que divide um conjunto de dados ordenado em quatro partes iguais; cada parte representa um quarto da amostra ou população.

• Riqueza específica Termo utilizado em ecologia para designar o número de espécies de uma determinada região; o mesmo que riqueza de espécies.

• Sobreexploração Em conservação, o termo refere-se às atividades económicas humanas que recolhem recursos vivos do seu ambiente em números superiores aos que as populações poderão sustentar a longo prazo; neste contexto, é sinónimo de sobrepesca.

• Substrato móvel Designação para um tipo de fundo comum em sistemas aquáticos e que é formado por areia, lodo ou outro sedimento semelhante.

• Toneira Amostra de pesca de formato fusiforme e provida de uma coroa de anzóis numa das extremidades. Geralmente usada para capturar lula e choco.

54

55

56

57

58

Anexos Recursos Vivos da Costa da Arrรกbida Estudo do Efeito Reserva nas Comunidades Marinhas de Substratos Mรณveis no Parque Marinho Professor Luiz Saldanha

59

Anexo I

Ilustração do processo de implementação do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha referente à regulamentação da pesca comercial.

Figura 1 – Diagramas ilustrativos das várias fases do período de implementação (referente à pesca comercial) do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha (PMPLS). A – 1 janeiro 06: toda a área do PMPLS sob nível de proteção complementar; B – 23 agosto 06: implementação de duas secções com nível de proteção parcial (secção D e Baía do Portinho); C – 23 agosto 07: foram criadas mais quatro áreas com nível de proteção parcial (secções B, C, E e zona do Cabo Espichel); D – 23 agosto 08: uma zona de proteção parcial é convertida em proteção total (secção D); E, F – 23 agosto 2009: uma última secção de proteção total é acrescida à anterior, completando o processo de implementação do PMPLS (secção C).

60

Anexo II

Detalhes das redes de tresmalho utilizadas para as campanhas de pesca.

Material Diâmetro (mm) Malhagem (mm) Nº de malhas em altura

miúdo

Monofilamento

albitanas

Monofilamento

miúdo

0.30

albitanas

0.50

miúdo

100

albitanas

600

miúdo

50

albitanas

3

Altura da rede (m)

1.6

Comprimento da rede (m)

50

Diâmetro das bóias (cm) (cabo superior)

5

Peso dos chumbos (g) (cabo inferior)

30

Distância entre bóias (m)

6

Distância entre chumbos (m)

2

Tabela I – Caraterísticas das redes de tresmalho utilizadas na amostragem.

61

Anexo III Fórmulas utilizadas nas análises quantitativas, de diversidade e estatísticas.

• Análise quantitativa - Frequência de Ocorrência (%FO) - expressa em percentagem. É calculada pela seguinte fórmula:

%FO = (Ct / Ci) x 100

(1)

na qual Ct é o número de observações com a presença da espécie t e Ci é o número total de observações; - Categorias de frequência de ocorrência - a frequência de ocorrência percentual foi agrupada nas seguintes categorias: espécie ocasional - O: %FO <15; espécie comum C: 15≤%FO<40; espécie frequente - F: 40≤%FO<70, espécie muito frequente - MF: %FO≥70.

- Índice de Importância Relativa (IRI): Este índice tem em conta a proporção de cada espécie no peso total e na densidade, bem como a frequência de ocorrência (Pinkas et al., 1971). É calculado pela seguinte fórmula:

IRI = (%N + %P) x %FO

(2)

na qual %N, %P e %FO são, respetivamente, a abundância relativa, o peso relativo e a frequência de ocorrência.

• Análise da diversidade - Índice de diversidade de Shannon-Wiener (H’) (Ludwig & Reynolds, 1988):

H’ = -∑i pi log (pi)

(3)

O parâmetro pi é a proporção de indivíduos da espécie i. Baseia-se na proporção das abundâncias das espécies, tendo em conta a equitabilidade e a riqueza específica.

- Índice de Margalef (R) (Margalef, 1958 in Ludwig & Reynolds, 1988):

H’ = -∑i pi log (pi)

(4)

Nesta equação, S é o número total de espécies e N é o número total de indivíduos. Mede o número de espécies presente num determinado número de indivíduos (Magurran, 1988).

62

• Análise univariada - ANOVA de Kruskal-Wallis (Kruskal & Wallis, 1952 in Zar, 1996): 2

12 k Ri

H

 N ( N  1)

i 1

ni

 3( N  1)

(5)

Nesta fórmula, N é o número total de observações em todos os k grupos e Ri é a soma das categorias com ni observações no grupo i (Zar, 1996).

- Teste de soma de categorias de Mann-Whitney (Mann & Whitney, 1947 in Zar, 1996):

n (n  1) 2

U  n1  n2  1 1  R1

(6)

Nesta expressão, n1 e n2 são, respetivamente, o número de observações na amostra 1 e na amostra 2. R1 é a soma das categorias das observações na amostra 1.

• Análise multivariada - Coeficiente de similaridade de Bray-Curtis (Bray & Curtis, 1957 in Clarke & Warwick, 2001):



p

2 min( yij , yik ) i 1

S jk  100



p

i 1

(7)

( yij , yik )

Na fórmula anterior, Sjk é o coeficiente de similaridade entre as observações j e k, e yij representa o valor da linha i e coluna j da matriz de dados de abundância para a espécie i na amostra j, do mesmo modo que yik é o valor de entrada para a espécie i na amostra k (Clarke & Warwick, 2001).

(r B  r W ) - Teste ANOSIM: R 1 n(n  1) / 2 2

(8)

Nesta fórmula, n é o número total de observações, designa a média das similaridades entre os grupos e refere-se à média das similaridades dentro de cada grupo. Quanto mais próximo de 1 for o valor de R, maior o nível de similaridade entre os replicados (Clarke & Warwick, 2001).

- Análise SIMPER (percentagens de similaridade):



p

 jk (i)  100. yij  yik / i 1 ( yij  yik )

(9)

Na expressão anterior, corresponde à contribuição da espécie i para a dissimilaridade entre as observações j e k (Clarke & Warwick, 2001).

63

Anexo IV Gráfico da variação da temperatura da água na costa da Arrábida.

Figura 2 – Série temporal da temperatura superficial do mar na Arrábida; Vermelho - 2007, Azul - 2008, Verde 2009 (Fonte: projeto LIFE-BIOMARES; Rodrigues, 2010; http://www.ccmar.ualg.pt/biomares).

Resultados dos testes de soma de categorias de Mann-Whitney para a temperatura por período e estação.

Tabela II – Resultados dos testes de soma de categorias de Mann-Whitney ( =0,05) para a temperatura por período (Anos 3-4, Ano 5) e estação (primavera, outono).

64

Anexo V Listas das espÊcies capturadas durante as campanhas com tresmalho experimental e respetivos parâmetros quantitativos.

65

Tabela III – Peixes e invertebrados com valor comercial capturados com tresmalho experimental (FO: frequência de ocorrência; IRI: índice de importância relativa). Espécies ordenadas pelo IRI.

66

Tabela IV – CPUE e frequência de ocorrência (FO) dos invertebrados sem valor comercial capturados com tresmalho experimental.

67

Anexo VI Contribuição em número de cada grupo taxonómico em cada nível de proteção do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha (PMPLS).

Área total do PMPLS

Figura 3 – Percentagem de contribuição em número de cada grupo taxonómico para a captura total em toda a área do PMPLS e em cada nível de proteção.

68

Anexo VII Resultados das comparações múltiplas de Dunn para os índices de diversidade de Margalef e de Shannon-Wiener.

Tabela V – Resultados das comparações múltiplas de Dunn ( =0,05) para os índices de diversidade de Margalef e Shannon-Wiener, de acordo com o nível de proteção e o período.

69

Anexo VIII Resultados das comparações múltiplas de Dunn para as variáveis CPUE em número, CPUE em peso e valor da captura.

Tabela VI – Resultados das comparações múltiplas de Dunn ( =0,05) para comparar capturas de acordo com o nível de proteção e o período - CPUE em número (ind.1000m-1), CPUE em peso (Kg .1000m-1) e valor da captura (€).

70

Anexo IX Análises suplementares dos dados de CPUE em peso.

Figura 4 – Proporção da variação de CPUE em peso (Kg.1000m-1) em cada nível de proteção e em cada campanha.

Os valores da campanha de outono de 2007 foram a referência de comparação para as campanhas de outono. Os valores da campanha de primavera de 2008 foram a referência de comparação para as campanhas de primavera.

Figura 5 – Gráfico de faixas interquartis do CPUE em peso (Kg.1000m-1) das espécies com e sem valor comercial.

71

Anexo X CPUE em número e em peso por espécie e por nível de proteção.

72

73

74

Tabela VII – CPUE em número (ind.1000m-1) e em peso (Kg.1000m-1) por espécie e por nível de proteção. Em cada grupo taxonómico, as espécies estão ordenadas por ordem decrescente do CPUE em número.

75

Anexo XI Resultados das comparações múltiplas de Dunn para o comprimento total dos indivíduos de quarto espécies de peixes com valor comercial.

Tabela VIII – Resultados das comparações múltiplas de Dunn ( =0,05) para o comprimento total (cm) dos indivíduos de quarto espécies de peixes com valor comercial de acordo com o nível de proteção e o período.

76

Anexo XII Resultados das comparações múltiplas de Dunn para o CPUE em número de oito grupos taxonómicos de peixes (7 espécies e 1 família).

Tabela IX – Resultados das comparações múltiplas de Dunn ( =0,05) para o CPUE em número (ind./1000m) de quatro espécies de peixes ósseos de acordo com o nível de proteção e o período.

77

Tabela X – Resultados das comparações múltiplas de Dunn ( =0,05) para o CPUE em número (ind./1000m) de quatro grupos taxonómicos de peixes elasmobrânquios (3 espécies e 1 família) de acordo com o nível de proteção e o período.

78

Anexo XIII Análise gráfica do CPUE em peso de oito espécies de peixes para comparação das zonas de proteção parcial e total em oposição à zona de proteção complementar.

Figura 6 – Gráfico de faixas interquartis da taxa do CPUE em peso (Kg.1000m-1): zonas de proteção parcial e total em conjunto, em oposição à zona de proteção complementar. São apresentados os dados das oito espécies de peixes ósseos (com valor comercial) com abundâncias superiores. Halobatrachus didactylus: charroco; Microchirus azevia: azevia; Solea senegalensis: Linguado-da-costa; Merluccius merluccius: pescada; Chelidonichthys lucerna: cabra-cabaço; Bothus podas: solha-das-pedras; Chelidonichthys obscurus: cabra-de-bandeira; Pagellus acarne: besugo.

79

Anexo XIV Resultados da análise SIMPER para os substratos de areia e vasa de acordo com o nível de proteção.

80

Tabela XI – Resultados da análise SIMPER para os níveis de proteção (transformação raiz quarta; similaridade de Bray-Curtis). As amostras de areia e vasa foram analisadas separadamente. São listadas as espécies com contribuição para a dissimilaridade superior a 3,5%.

81

Anexo XV Ordenação não métrica multiespacial das amostras de acordo com o substrato.

Figura 7 – Ordenação não métrica multiespacial (NMDS) das amostras. Amostras identificadas de acordo com o substrato (transformação raiz quarta; similaridade de Bray-Curtis; areia: 10-18m de profundidade; vasa: 35-40m de profundidade).

82

Figuras Recursos Vivos da Costa da Arrรกbida Estudo do Efeito Reserva nas Comunidades Marinhas de Substratos Mรณveis no Parque Marinho Professor Luiz Saldanha

83

84

Figura 1 – Ilustração dos processos favorecidos pelas reservas marinhas (‘efeito reserva’): aumento da abundância, tamanho e diversidade dos peixes.

Figura 2 – Localização do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha e indicação dos seus três níveis de proteção: complementar, parcial e total.

85

Figura 3 – Mapa do Parque Marinho Professor Luiz Saldanha (PMPLS) com os respetivos níveis de proteção e localização dos locais de amostragem com pesca experimental

86

A

B

C

D

E

F

Figura 4 – Operações realizadas durante as saídas de pesca experimental com tresmalho: A – navegação para os locais de amostragem; B – uso do GPS para encontrar os locais; C - pescador a desemalhar um peixe-porco Balistes capriscus; D - um ruivo Trigloporus lastoviza aguarda por ser medido; E - medição de uma raia Raja undulata; F - um ratão Pteromylaeus bovinus a ser libertado depois de medido.

87

A

B

C

D

Figura 5 – Procedimentos realizados após as campanhas de pesca experimental com tresmalho. A – triagem de pequenos peixes e invertebrados; B – um espécime de peixe-pau Callionymus lyra é observado em laboratório; C – caranguejo-eremita observado à lupa e comparado com descrições na bibliografia; D – inserção dos dados recolhidos no computador.

88

A

B

C

D

E

F

Figura 7 – Exemplares capturados no decorrer das campanhas de tresmalho experimental. A - Microchirus ocellatus; B - Synapturichthys kleinii (limite norte anteriormente conhecido era o Algarve); C - Torpedo cf. mackayana (distribuição conhecida anteriormente apenas até ao norte de África); D - Pteromylaeus bovinus; E - Chelidonichthys lucerna; F - Mustelus mustelus.

89

Figura 9 – Gráfico de faixas interquartis do CPUE em peso (Kg.1000m-1) (A), CPUE em número (ind.1000m-1) (B) e valor da captura (€.1000m-1) (C) por nível de proteção e por período.

90

Figura 10 – Gráfico de faixas interquartis do comprimento total (cm) dos indivíduos de quatro espécies de peixes com valor comercial, por nível de proteção e por período. Chelidonichthys lucerna – cabra-cabaço; Microchirus azevia - azevia; Solea senegalensis – linguado-da-costa; Solea solea – linguado-legítimo.

91

Figura 11 – Gráfico de faixas interquartis do CPUE em número (ind.1000m-1) por nível de proteção e por período.

Dados de quatro espécies de peixes ósseos: Chelidonichthys lucerna - cabra-cabaço; Microchirus azevia - azevia; Solea senegalensis - linguado-da-costa; Solea solea – linguado-legítimo.

92

Figura 12 – Gráfico de faixas interquartis do CPUE em número (ind.1000m-1) por nível de proteção e por período.

Dados de quatro grupos taxonómicos (3 espécies, 1 família) de elasmobrânquios: Torpedo torpedo - tremelga; Myliobatis aquila - ratão-águia; Raja clavata - raia-lenga; família Rajidae - raias.

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Figura 13 – Ordenação não métrica multiespacial (NMDS) das amostras. Amostras identificadas de acordo com o nível de proteção.

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nota bIográfICa Inês Sousa licenciou-se em biologia marinha e pescas em 2005 pela faculdade de Ciências do mar e do ambiente da universidade do algarve. entre 2009 e 2010 integrou a equipa de investigadores do projeto life-biomares - gestão e recuperação da biodiversidade do parque marinho professor luiz Saldanha, e em 2011 completou o mestrado em biologia marinha, especialização em ecologia marinha e Conservação, também pela universidade do algarve. foi galardoada com o prémio Científico Sesimbra em 2012, com o presente estudo sobre os recursos vivos na costa da arrábida. os seus interesses de investigação incluem a gestão das pescas e o efeito das áreas marinhas protegidas sobre os recursos piscícolas. no mesmo sentido, interessa-se pela modelação da distribuição das espécies, estudando a influência do habitat e das caraterísticas ecológicas na sua distribuição e comportamento. atualmente, está a desenvolver a sua tese de doutoramento pela universidade do algarve, sobre o efeito das áreas marinhas protegidas nos peixes de substratos móveis, tendo o parque marinho professor luiz Saldanha como caso de estudo. para tal, conta com o apoio do CCmar (Centro de Ciências do mar) e do ISpa (Instituto Superior de psicologia aplicada), com os quais tem colaborado nos últimos anos.