UNIVERSIDADE TÉCNICA DE LISBOA
INSTITUTO SUPERIOR DE AGRONOMIA
ECOLOGIA E ORDENAMENTO DE POPULAÇÕES DE PATO-REAL
(ANAS PLATYRHYNCHOS L.) EM ZONAS HÚMIDAS DE PORTUGAL
DOUTORAMENTO EM ENGENHARIA FLORESTAL
DAVID JOSÉ DE CARVALHO RODRIGUES
LISBOA
2001
UNIVERSIDADE TÉCNICA DE LISBOA
INSTITUTO SUPERIOR DE AGRONOMIA
ECOLOGIA E ORDENAMENTO DE POPULAÇÕES DE PATO-REAL
(ANAS PLATYRHYNCHOS L.) EM ZONAS HÚMIDAS DE PORTUGAL
Dissertação apresentada neste Instituto para a obtenção do grau de doutor
DOUTORAMENTO EM ENGENHARIA FLORESTAL
DAVID JOSÉ DE CARVALHO RODRIGUES
LISBOA
2001
iii
À minha estrelinha,
ao Pai e Mãe Rodrigues, Marcelino e Conceição,
sem os quais esta tese seria uma miragem
iv
AGRADECIMENTOS
À ex-Junta Nacional de Investigação Científica e Tecnológica e actual
Fundação para a Ciência e Tecnologia, pelas Bolsas de Doutoramento no âmbito dos
programas CIENCIA e PRAXIS XXI, assim como pelo financiamento do projecto
STRIDE "Ordenamento de Populações de Pato-real com vista à sua exploração
cinegética sustentada" (STRD/AGR/0038) e por bolsas para participação em
Congressos Internacionais.
Ao projecto PAMAF 4031 “Ecologia e Ordenamento Cinegético de Anatídeos
e Ralídeos: correlações com a cultura do arroz, Conservação da Natureza e Sanidade“
pelo financiamento, através do INIA, de grande parte das despesas do trabalho de
campo e pela bolsa que me suportou entre 1997 e 1999.
Ao Centro de Estudos Florestais pelos financiamentos através da linha de
acção “Recursos Aquícolas e Ordenamento das Zonas Húmidas”.
Ao Instituto Politécnico de Coimbra pelo co-financiamento da participação em
alguns congressos internacionais.
À Fundação Luso Americana para o Desenvolvimento pelo subsídio de
participação na Conferência EURING 2000, realizada em S. Francisco, EUA.
Ao Pai e à Mãe Rodrigues pelo financiamento e apoio sempre manifestado,
sem os quais este trabalho não teria sequer sido iniciado.
Ao Prof. António Fabião pela orientação, abertura e apoio incondicionais, pela
boa disposição e amizade dispensada ao longo deste trabalho e dos projectos que dele
fizeram parte.
À Eng.ª Maria Ester Figueiredo por tudo.
À Prof. Teresa Ferreira pelos incentivos e sugestões sempre importantes.
Ao Paulo Tenreiro, vigilante do Instituto da Conservação da Natureza no Paul
da Madriz, pela disponibilidade e colaboração total nas actividades de campo no paul
e outras áreas ao longo de todo o trabalho, pela amizade demonstrada e por ter- me
assegurado a sanidade mental nos primeiros tempos deste trabalho.
Aos Eng. os Luís Pinheiro e Duarte Pessoa da ex-Delegação Florestal da Beira
Litoral, actualmente Serviços Florestais da Direcção Regional da Agricultura da Beira
Litoral, assim como ao Dr. Manuel Santos da Delegação de Coimbra do Instituto da
Conservação da Natureza, pela abertura, entendimento mútuo e apoio dispensados à
realização deste trabalho, sem os quais não teria sido possível realizá- lo, como foi
demonstrado noutros locais.
Ao Dr. António Teixeira e Centro de Estudos de Migrações e Protecção de
Aves (CEMPA), organismo actualmente extinto e substituído pela Central Nacional
de Anilhagem (ambos tutelados pelo Instituto da Conservação da Natureza - ICN),
pela abertura e apoio dispensados, assim como pelo fornecimento gratuito das anilhas
metálicas utilizadas.
Aos Eng. os António Cavaco e Emídio Santos da Divisão de Caça da Direcção
Geral das Florestas, Eng.º Jorge Humberto dos Serviços Florestais da Direcção
Regional da Agricultura da Beira Litoral e Eng.º Duarte Nuno dos Serviços Florestais
da Direcção Regional da Agricultura do Ribatejo e Oeste pelo seu apoio e
colaboração.
Ao Dr. Luís Costa, Dr. Mário Silva, Raul Serra Guedes, Filomena Castro,
Vítor Encarnação, António Araújo e Rui Rufino do ICN pelo apoio e colaboração
dispensados.
v
Ao Carlos Fradoca, João Francisco, Rui Vaz, António Brardo e restantes
vigilantes da Natureza do Instituto da Conservação da Natureza que de alguma forma
participaram neste trabalho, pela sua colaboração.
Ao Mestre Diamantino, guardas João Petronilho e António Cândido e
restantes elementos da Polícia Florestal da Direcção Geral das Florestas que
participaram neste trabalho, pela sua colaboração.
Aos sócios e direcção da Zona de Caça Associativa da Quinta da Foja e
Montes Ferrestelo, com especial relevância para José Matos, pela sua inestimável
colaboração e ajuda, sem as quais parte deste trabalho não poderia ter sido realizada.
Aos sócios e direcções das Zonas de Caça Associativa de Samuel, da
Abrunheira, de Tentúgal, de Maiorca, de Vila Nova de Anços, de Pereira, de Soure e
Vila da Rainha, e de S. Silvestre pela sua colaboração.
Ao Rafael Salvadores, César Vidal, Francisco Arcos, Luis Leiras, Emilio
Sabaris, Xurxo Alvarez, Nicolas Boileau e outros ornitólogos e observadores de aves,
galegos ou não pelas, informações de observação de aves marcadas.
À Dr.ª Maria da Luz do Laboratório Nacional de Investigação Veterinária pela
amabilidade e disponibilidade na análise do teor de Chumbo nos fígados de Pato-real.
Aos Professores Fernando Páscoa, Beatriz Fidalgo, José Gaspar, Isabel Lima,
Filomena Gomes, Raúl Salas e restantes colegas do Departamento Florestal da Escola
Superior Agrária de Coimbra pela ajuda e compreensão demonstradas durante a
redacção deste trabalho.
Aos caçadores que entregaram as informações referentes a patos marcados
caçados.
A todos que de alguma forma contribuíram para a realização deste trabalho.
vi
RESUMO
Estudaram-se alguns aspectos da ecologia do Pato-real (Anas platyrhynchos
L.) em Portugal, considerados pertinentes para o seu ordenamento. Foram abordados
sete temas: movimentos e estatuto migratório; efeitos da perda e alteração de habitat;
dieta estival nos arrozais; risco de saturnismo; uso de marcas nasais na monitorização
das populações; efeitos do sexo e idade nas taxas de sobrevivência mensais durante o
período venatório; modelação preliminar duma população local. Confirmou-se a
ocorrência duma metapopulação residente, composta por dois núcleos: do Mondego
para Norte e do Tejo para Sul. As condições ambientais das zonas de refúgio e dos
arrozais afectaram a dinâmica populacional. Os Patos-reais não provocaram, contudo,
diminuições significativas nas produções de arroz. Comprovou-se a existência de
saturnismo, com taxas de ingestão de Chumbo até 11.5%. A utilização de marcas
nasais permitiu estimar taxas de sobrevivência mensais durante o período venatório:
os juvenis sobreviveram menos do que os adultos no primeiro mês, verificando-se o
mesmo, nos adultos, nas fêmeas em relação aos machos, sugerindo a utilidade de
proteger as áreas de muda, por muitas fêmeas ainda não voarem no início do período
venatório. Os movimentos entre populações locais afiguraram-se significativos, com
as condições ambientais locais a serem determinantes na dinâmica populacional
destas.
Palavras-chave: Anas platyrhynchos, cinegética, dieta estival, dinâmica populacional,
Pato-real, Saturnismo.
vii
ABSTRACT
Some details of the Mallard (Anas platyrhynchos L.) ecology in Portugal,
relevant for its management, were studied. Seven main subjects were included in that
study: movements and migratory status; effects of loss and change of habitat; summer
diet on rice-fields; lead poisoning risk; the use of nasal saddles for population
monitoring; sex and age effects on monthly survival rates during the shooting season;
a preliminary model for a local population. The existence of a resident
metapopulation composed by two groups was confirmed: one from Mondego to North
and another from Tagus to South. Population dynamics was affected by
environmental conditions on the refuge areas and rice-fields. Mallards, however,
didn’t cause significant damages on rice production. Lead poisoning was confirmed,
with ingestion rates of lead pellets reaching 11.5%. The use of nasal saddles allowed
the estimation of monthly survival rates during the shooting period: the juveniles
survived less than adults during the first month, as well as adult females in relation to
males, suggesting a need to improve protection of moulting areas, because many
females can not fly at the beginning of the shooting period. There were significant
movements between local populations, with local habitat conditions being important
on population dynamics.
Key-words: Anas platyrhynchos, Lead poisoning, Mallard, game management,
population dynamics, summer diet.
vii
ÍNDICE
AGRADECIMENTOS
iii
RESUMO
Palavras-chave
v
v
ABSTRACT
Key-words
vi
vi
ÍNDICE DE FIGURAS
x
xi
ÍNDICE DE TABELAS
1. INTRODUÇÃO
Movimentos e Estatuto Migratório do Pato-real em Portugal
Perda e Alteração de Habitat e Possíveis Efeitos nas Populações de
Pato-real das Bacias do Rio Mondego e Rio Vouga
Dieta Estival do Pato-real nos Arrozais do Centro de Portugal:
Implicações na Produção de Arroz e na Gestão da Espécie
Risco de Saturnismo em Pato-real do Centro de Portugal
O Uso de Marcas Nasais na Monitorização de Populações de Pato-real
Efeitos do Sexo e Idade nas Taxas de Sobrevivência Durante o
Período Venatório duma População Residente de Pato-real
Um Modelo Preliminar para uma População de Pato-real do Centro
de Portugal
Objectivos e Estrutura da presente dissertação
Bibliografia Citada
1
5
9
12
14
16
18
20
22
24
2. MIGRATORY STATUS AND MOVEMENTS OF THE
PORTUGUESE MALLARD (ANAS PLATYRHYNCHOS)
Abstract
Key words
Introduction
Methods
Results
Discussion
Acknowledgements
References
34
35
35
36
36
37
38
40
41
3. LOSS AND CHANGE OF HABITAT AND POSSIBLE EFFECTS ON
MALLARD POPULATIONS OF MONDEGO AND VOUGA RIVER
BASINS
Summary
Introduction
The effect of the loss of refuge areas on the Mallard population
The effect of habitat changes on the Mallard population
Discus sion and management implications
Acknowledgements
47
48
48
50
51
53
55
viii
References
56
4. MALLARD ANAS PLATYRHYNCHOS SUMMER DIET ON
CENTRAL PORTUGAL RICE-FIELDS: IMPLICATIONS ON RICE
HARVEST AND MALLARD MANAGEMENT
Key-words
Abstract
Introduction
Material and methods
Study area
Population estimation
Diet determination
Rice damage estimation
Results
Population estimation
Diet determination
Rice damage estimation
Discussion
Acknowledgements
References
59
60
60
61
62
62
62
63
64
64
64
65
65
66
68
68
5. MALLARD LEAD POISONING RISK IN CENTRAL PORTUGAL
Abstract
Key words
Introduction
Methods
Results
Discussion
Acknowledgements
References
73
74
74
75
76
77
78
80
80
6. THE USE OF NASAL MARKERS FOR MONITORING MALLARD
POPULATIONS
Abstract
Key words
Methods
Results
Discussion
Acknowledgements
Literature cited
83
84
85
85
87
89
91
91
7. SEX AND AGE EFFECTS ON SHOOTING SEASON SURVIVAL OF
A RESIDENT ANAS PLATYRHYNCHOS POPULATION
Summary
Key-words
Introduction
Materials and methods
Study population
Capture, marking and resighting
93
94
95
95
96
96
96
ix
Survival rate estimation and model selection
Results
Discussion
Acknowledgements
References
97
98
99
101
102
8. A PRELIMINARY MODEL FOR A PORTUGUESE MALLARD
POPULATION IN CENTRAL PORTUGAL
Abstract
Key words
Introduction
Material and methods
Structure of the model
Reduced model and model assumptions
Results
Discussion
Acknowledgements
Literature
107
9. CONCLUSÃO
Movimentos e Estatuto Migratório do Pato-real em Portugal
Perda e Alteração de Habitat e Possíveis Efeitos nas Populações de
Pato-real das Bacias do Rio Mondego e Rio Vouga
Dieta Estival do Pato-real nos Arrozais do Centro de Portugal:
Implicações na Produção de Arroz e na Gestão da Espécie
Risco de Saturnismo em Pato-real do Centro de Portugal
O Uso de Marcas Nasais na Monitorização de Populações de Pato-real
Efeitos do Sexo e Idade nas Taxas de Sobrevivência Durante o
Período Venatório duma População Residente de Pato-real
Um Modelo Preliminar para uma População de Pato-real do Centro
de Portugal
Considerações Finais e Perspectivas de Investigação
Bibliografia Citada
118
118
108
108
109
110
110
111
112
112
113
114
120
121
123
124
125
127
128
129
x
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 2.1
Map showing the main movements within Portugal (> 60km)
and movements between Portugal and Spain. Black circles
and full lines represent recoveries; white circles and doted
lines represent resights (double dot – movements in both
ways). The double bar represents the limit between the 2 main
Portuguese regional populations. Number 1 localises S.
Jacinto Dunes Natural Reserve, number 2 the Mondego River
Lowlands, number 3 the Albufeira Lagoon and number 4 the
Sado River Estuary.
45
Figura 2.2
Map showing movements of the non Iberian recoveries. Black
circles and full lines represent recoveries; white circles and
doted lines represents resight. Number 5 represents the
recovery in Ireland and number 6 represents the recovery in
Russia.
46
Figura 3.1
Results obtained in the January count of the total mallard
population within the study area (S. Jacinto, Braças Lagoon,
Canal Farm, Taipal Marsh, Madriz Marsh and Arzila Marsh).
The data for S. Jacinto (Vouga basin) are also shown
separately.
55
Figura 8.1
Flow diagram of the local mallard population
117
xi
ÍNDICE DE TABELAS
Tabela 2.1
Data from recoveries in foreign countries and from a French
resighting.
44
Tabela 3.1
Mallard biometrics in 1991, 1992 and 1994. The values
represent the mean ± standard deviation. The values of the
same parameter followed by different characters were
significantly different from each other (α<0.05). The values in
brackets correspond to a single observation and were not
compared.
51
Tabela 4.1
Mallard summer diet in Foja Farm rice-fields (frequency of
occurrence, aggregated percentages of volume and weight).
72
Tabela 7.1
Models used to estimate Anas platyrhynchos monthly survival
rates (φ) and capture probabilities (p), selected by Akaike’s
Information Criterion adjusted for small sample size (AICc).
Only Models with Delta AICc <3 and AICc weight >0.05 are
showed.
105
Tabela 7.2
Estimates of Anas platyrhynchos monthly survival rates
(mean, (SD) and CI), capture probabilities (mean, (SD) and
CI) and shooting season survival rates for each sex and age
class, for 1996/97 to 1998/99. Data are expressed as
percentage.
106
Tabela 8.1
Seasonal survival rates for each sex and age class used on the
modelling (D.Rodrigues unpublished data).
116
Tabela 8.2
Annual sizes of breeding population for each sex and age
classes and total, for the seven years of simulation.
116
1
1. INTRODUÇÃO
O Pato-real (Anas platyrhynchos L.) é uma das espécies de Anatídeos com
maior área de nidificação e distribuição ao nível da Terra (e.g. Johnsgard, 1995), em
especial na região Oeste da Eurasia (Scott & Rose, 1996), é a mais abundante e,
geralmente, é espécie cinegética. A conjugação destas características faz com que esta
seja, provavelmente, a ave sobre a qual se sabe mais em termos de ecologia, biologia
e ordenamento (e.g. Johnson, Nichols & Schwartz, 1992; Johnson et al., 1997).
Assim, pode parecer um paradoxo que este trabalho incida no estudo desta espécie.
No entanto, embora em Portugal o Pato-real também seja o Anatídeo nidificante mais
abundante (Rufino, 1989a), um dos mais abundantes no Inverno (Costa & Guedes,
1994, 1997; Costa & Rufino 1994, 1996a, 1996b, 1997; Rufino, 1988, 1989b, 1990,
1991, 1992; Rufino & Costa, 1993) e a presa preferida e mais caçada pelos 80000 a
120000 caçadores anuais de aves aquáticas (Divisão de Caça da Direcção Geral das
Florestas, dados não publicados), pouco se conhece sobre a sua Ecologia no nosso
território e, logo, sobre as técnicas mais adequadas para o seu Ordenamento. Este
trabalho pretendeu conferir se os resultados e conclusões resultantes de trabalhos
realizados no estrangeiro seriam aplicáveis em Portugal, em que condições e quais as
devidas adaptações, mas também pretendeu estudar alguns aspectos da ecologia da
espécie
ainda
globalmente
insuficientemente
conhecidos.
Neste
contexto,
levantaram-se diversas questões consideradas pertinentes e que se abordam de
seguida, ao longo do texto.
O Pato-real é um Anatídeo cujo carácter residente na Europa tende a aumentar
de Este para Oeste e de Norte para Sul (Cramp & Simmons, 1977). Assim, era
esperado que a espécie fosse residente em Portugal, sendo que Rufino (1989a)
corroborou esse facto. No entanto, não existiam dados nacionais em termos de
2
contagens ou anilhagem que confirmassem essa suposição. O esclarecimento deste
aspecto era de particular interesse, pois todo o possível ordenamento seria
condicionado por este detalhe da sua ecologia.
As aves aquáticas, em geral, têm sofrido com a destruição e alteração das
zonas húmidas (Finlayson & Moser, 1991). O Pato-real em Portugal não é excepção e
está condicionado pelas disponibilidades de habitat ao longo de todo o seu ciclo
biológico. Assim, podem-se definir como principais habitats necessários: habitat de
refúgio durante a época de caça, habitat de alimentação, habitat de reprodução e
habitat de “muda”. Este último é geralmente esquecido, no entanto a necessidade da
sua existência resulta de, durante um período de cerca de 4 semanas, os Anatídeos
perderem a capacidade de voar devido à substituição das rémiges primárias (Cramp &
Simmons, 1977). Neste período necessitam de locais tranquilos, seguros e com
alimentação disponível. As perdas e alterações de habitat em Portugal – contemplando
as diversas necessidades da espécie referida acima – nunca foram analisadas do ponto
de vista da ecologia da espécie e, logo, do seu ordenamento.
O Pato-real é a espécie de Anatídeo que frequenta os campos agrícolas com
maior frequência (Pirot, Chessel & Tamisier, 1984). Portugal não é excepção a esta
regra sendo que, no Baixo Mondego, a área de alimentação preferencial são os
arrozais. Este facto gera conflitos entre caçadores e orizicultores, com os últimos por
vezes a acusarem os patos-reais de provocarem perdas de produção por consumo
directo da semente de Arroz (Oryza sativa). Desta forma, importava esclarecer se
existia um efectivo consumo de arroz, como era geralmente referido, e se o impacto
desse consumo seria significativo em termos de perda de produção.
Associado à alimentação surge um potencial problema que é o Saturnismo,
doença que resulta do envenenamento das aves pela ingestão dos bagos de Chumbo
3
(Pb) resultantes dos tiros dos caçadores, os quais ficam sobre o solo e são ingeridos
juntamente com outras partículas inertes que garantem o funcionamento normal da
moela das aves. Os bagos de Chumbo ingeridos vão sofrer erosão mecânica e química
na moela e restante sistema digestivo, entrando de seguida para a circulação
sanguínea e indo acumular-se nos ossos, fígado e cérebro. O Chumbo vai induzir
efeitos fisiológicos sub- letais, que se traduzem por disfunções neurológicas e
imunológicas (Dieter & Finley, 1978; Mauvais, 1993; Rocke & Samuel, 1991). Estes
efeitos induzem o aumento da mortalidade directa e indirecta, tendo Bellrose (1959)
estimado um acréscimo de 50 a 130% na probabilidade de abate pelos caçadores dos
patos contaminados. Interessava assim provar e quantificar a possível ocorrência do
Saturnismo nas populações nacionais de Pato-real, tanto mais que estava demonstrada
a ingestão de bagos de Chumbo por esta espécie nos arrozais do Baixo Mondego
(Rodrigues, 1998).
A captura de aves, anilhagem e posterior recaptura (aves vivas) ou
recuperação das respectivas anilhas (aves mortas) é geralmente utilizada para estudar
movimentos e/ou migrações (e.g. Saez-Royuela & Martinez, 1985), assim como para
estimar taxas de sobrevivência e outros aspectos da dinâmica populacional das
populações de aves (e.g Blums et al., 1996; Chu & Hestbeck, 1989). No entanto,
existem alguns factores limitativos associados a estas técnicas, que passam pelas
probabilidades de captura, recaptura e/ou recuperação das aves. Não existia
experiência de captura de patos em Portugal, pelo que os quantitativos que se previa
capturar não eram elevados. Também não era previsível uma probabilidade de
recaptura elevada e era esperada uma reduzida probabilidade de recuperação de
anilhas visto, aparentemente, existir uma reduzida taxa de entrega de anilhas por parte
dos caçadores. Por estas razões era importante utilizar, para além das anilhas
4
metálicas colocadas nas patas das aves, uma marca que permitisse a identificação na
natureza dos indivíduos marcados, potenciando-se a obtenção de informação através
das aves marcadas, a partir da sua observação sem captura (reavistamentos). Após
uma extensa revisão bibliográfica sobre o tema (e.g. Anderson, 1963; Calvo &
Furness, 1992; Lokemoen & Sharp, 1985) foi decidido utilizar marcas nasais
realizadas em material maleável, com código de cores e código alfanumérico que
permitissem a identificação individual de cada ave. Foi escolhido este tipo de marca
por parecer ser o mais eficiente e com reduzidos ou nulos efeitos negativos na
sobrevivência e comportamento das aves. Como este tipo de marca nunca tinha sido
utilizado na Europa, sendo a sua fabricação manual e realizada por quem a utiliza,
interessava testar os diversos materiais a utilizar e pormenores de construção (forma,
cores, …), por forma a maximizar a sua eficiência (durabilidade e facilidade de leitura
dos códigos alfanuméricos) e minimizar os possíveis efeitos nas aves.
A utilização das marcas nasais permitiu a utilização de métodos de
captura/recaptura/reavistamento (e.g. Pollock et al., 1990) para estimar taxas de
sobrevivência mensais ao longo da época de caça. As taxas de sobrevivência são
dados fundamentais para o estudo da dinâmica das populações (e.g. Johnson, Nichols
& Schwartz, 1992), sendo que na Europa não existem estimativas para populações de
Pato-real obtidas por métodos estatísticos modernos. Surgiu assim a possibilidade de
estudar como varia a sobrevivência ao longo da época de caça, assim como quais os
efeitos do sexo e da idade das aves nas taxas estimadas.
Com a obtenção de estimativas das taxas de sobrevivência, ainda que
provisórias para o caso das referentes ao total da época de caça e da época de
reprodução, tornou-se possível e desejável a modelação da população local da Ria de
Aveiro, para a qual se dispunha de informação mais completa e detalhada. A
5
modelação das populações é a ferramenta ideal para avaliar o conhecimento que se
tem sobre as mesmas, identificar falhas de informação e traçar perspectivas de
investigação. Quando se consegue implementar um modelo coerente e representativo,
também é a ferramenta ideal para estudar o efeito das acções de ordenamento e gestão
nas populações (e.g. Johnson et al., 1997).
Feita esta introdução às principais questões que se consideraram pertinentes
para a ecologia e ordenamento das populações de Pato-real, e que se afiguravam à
partida possíveis de estudar, ou emergiram no decurso das actividades de investigação
como determinantes para o seu desenvolvimento, passa-se nas linhas seguintes ao
tratamento mais detalhado de cada uma delas, fundamentando e esclarecendo alguns
pormenores metodológicos utilizados nos capítulos seguintes e que poderão não
figurar nestes com todo o detalhe desejável, devido às condicionantes de ordem
editorial próprias da submissão a publicações internacionais.
Movimentos e Estatuto Migratório do Pato-real em Portugal
Boyd & Ogilvie (1961) concluíram que as populações de Pato-real que
nidificam no Sul de Inglaterra são basicamente residentes, assim como Saez-Royuela
& Martinez (1985) concluíram o mesmo para Espanha. Rufino (1989a) considerou
que a população que nidifica em Portugal é residente. No entanto esta conclusão foi,
essencialmente, empírica (no sentido de ter sido fundamentada na observação simples
da ocorrência da espécie), pois não existiam dados nacionais em termos de contagens
ou anilhagem que a confirmassem.
No Outono/Inverno de 1992/93 deu-se um salto qualitativo no conhecimento
sobre as aves aquáticas em Portugal com o início das contagens mensais de Anatídeos
6
entre Outubro e Março (Costa & Guedes, 1994, 1997). Estas reforçaram a ideia do
carácter residente das populações nacionais de Pato-real pois evidenciaram um
decréscimo das contagens ao longo de todos os meses entre Outubro/Novembro e
Março. No entanto esta monitorização falhou, no caso das populações que nidificam
em território nacional, por não incluir contagens realizadas antes do início da época de
caça, logo não adquirindo qualquer informação sistematizada acerca dos efectivos das
populações existentes antes desse período, durante o qual se verifica uma elevada
mortalidade destas aves. Assim, neste trabalho foram realizadas contagens mensais
pelo método dos pontos (Poysa & Nummi, 1992) ao longo de todo ano. Contudo, no
capítulo 2 deste texto (onde se desenvolverá este assunto), apenas se consideraram as
contagens realizadas em Agosto, imediatamente antes do início da época de caça aos
patos (no regime cinegético geral, ou terreno livre, esta começa a 15 de Agosto e vai
até fins de Janeiro, com dias de caça aos Domingos, Quintas- feiras e feriados), e as
contagens de Janeiro. As primeiras deverão representar maioritariamente as
populações nacionais, pois os migradores invernantes apenas deverão começar a
chegar em números significativos a partir de Setembro/Outubro. As contagens de
Janeiro deverão ser aquelas em que o número de potenciais migradores invernantes
será maior (Cramp & Simmons, 1977). Nas nossas latitudes, correspondentes a locais
de invernada dos Anatídeos migradores (Scott & Rose, 1996), contagens estivais
superiores às de Inverno são um indicador de populações maioritariamente residentes,
sendo o oposto indicador de populações no Inverno com elevada componente de
migradores.
O
estudo
dos
movimentos
e
migrações
nas
aves
tem
recorrido
tradicionalmente à anilhagem clássica (e.g. Spina, 1999). A recaptura e/ou
recuperação de aves geram informação sobre os movimentos, os timings e respectivas
7
rotas migratórias. Neste trabalho utilizaram-se anilhas metálicas do Centro de Estudos
de Migrações e Protecção de Aves (CEMPA), organismo actualmente extinto e
substituído pela Central Nacional de Anilhagem, ambos tutelados pelo Instituto da
Conservação da Natureza (ICN). Como já foi referido, recorreu-se ainda à marcação
das aves com marcadores nasais (assunto desenvolvido adiante, no capítulo 6) por
forma a maximizar a informação obtida através das aves capturadas e marcadas,
tentando-se ultrapassar as limitações previstas em termos do número de capturas,
taxas de recaptura e de recuperação.
Nas capturas utilizaram-se vários modelos de armadilhas em rede com entrada
em funil (e.g. Arthur & Kenedy, 1972), que foram previamente cevadas com vários
tipos de sementes, sendo que nas armadilhas flutuantes os patos entram a andar (e.g.
Street, 1989) e nas armadilhas não flutuantes entram a nadar (e.g. Mauser & Mensik,
1992). Nas armadilhas não flutuantes com mais de 3 metros de comprimento
adaptou-se um “curral” interno (Haramis, Derleth & Mcauley, 1987), para maximizar
as capturas. Em algumas armadilhas também se adaptou uma gaiola com uma
chamariz (fêmea da espécie criada em cativeiro), no fim do Inverno e durante a época
de reprodução, igualmente com a finalidade de aumentar as capturas (Ringelman,
1990). Só se utilizaram pontualmente redes de canhão (Bub, 1991) para as capturas,
quase
no fim do trabalho experimental, porque só nesse período se conseguiu
financiamento para a sua aquisição e por existirem poucos locais com condições para
se puder operar este tipo de equipamento. Não foram utilizados túneis de captura do
tipo dos decoys tradicionais (Karelse, 1994), pois exigem maiores investimentos
financeiros na sua construção, assim como necessitam de um operador com cão
treinado.
8
Foi ainda realizada uma recolha exaustiva de toda a informação respeitante à
recaptura ou recuperação em Portugal de patos-reais anilhados no estrangeiro (Tait,
1955, 1960, 1961, 1962; Freire, 1969; Oliveira, 1974; Carvalho, 1975; Ferreira, 1980;
Candeias & Castro, 1982; Silva & Castro, 1991, 1992; CEMPA e Central Nacional de
Anilhagem, dados não publicados). As observações de aves marcadas foram
realizadas por todo o País, mas com maior intensidade nos locais de captura das aves,
em especial em S. Jacinto (Baixo Vouga) e, no Baixo Mondego, também no Paul do
Taipal. Para este fim utilizaram-se binóculos e telescópios de vários modelos,
variando a ampliação máxima entre os 45 e 105 aumentos, no caso dos telescópios.
Também foram consideradas as observações realizadas em Portugal e no estrangeiro
por ornitólogos e observadores de aves.
No tratamento da informação levou-se em conta a idade das aves no momento
da captura (Baker, 1993; Gatti, 1983; Rousselot & Trolliet, 1991), a data de captura, a
última observação ou recaptura no local de captura, a distância percorrida e a data de
recaptura ou recuperação. Assim, num exemplo hipotético duma ave jovem capturada
antes de Agosto, que tenha permanecido no local por algum tempo e que depois
apareça no estrange iro, deverá representar o movimento dispersivo ou “abmigração”
(Saez-Royuela & Martinez, 1985) de uma ave nacional. Pelo contrário, um pato que
seja capturado no Inverno, que permaneça no local o mais tardar até Março e que
depois apareça a Norte da Península Ibérica no Verão, deverá representar uma captura
de um migrador invernante.
9
Perda e Alteração de Habitat e Possíveis Efeitos nas Populações de Pato-real das
Bacias do Rio Mondego e do Rio Vouga
Os principais habitats necessários ao ciclo biológico anual do Pato-real já
foram antes referidos como sendo o habitat de refúgio durante o período venatório, o
habitat de alimentação, o habitat de nidificação e o habitat de “muda”. A dicotomia
que se verifica, durante o período em que se caça, entre zonas de refúgio e zonas de
alimentação, resulta da perturbação originada pela caça nas áreas de alimentação e
pelo facto das zonas de refúgio não produzirem alimento suficiente para satisfazerem
as necessidades alimentares das populações de Anatídeos. Assim, durante o dia os
patos estão nas zonas de refúgio para escapar à perturbação e à noite vão para as
zonas de alimentação. Esta dicotomia reduz-se fora do período venatório por
diminuição da perturbação e devido à dispersão para a reprodução. Poder-se-ia supor
que tal se ficaria a dever apenas à dispersão das aves para a nidificação e não à
inexistência de actividade cinegética, no entanto o trabalho de Vyazovich (1996)
provou que, sem perturbação humana, deixa de existir essa dicotomia, permanecendo
as aves nos locais de alimentação durante todo o dia.
As exigências da espécie em termos de habitat de muda consistem em
tranquilidade, segurança e alimentação disponíveis durante as 4 semanas que demora
a muda das rémiges primárias (Cramp & Simmons, 1977), período durante o qual as
aves não conseguem voar. Este habitat é tão crucial para a ecologia dos Anatídeos
que, por vezes, os indivíduos de algumas espécies realizam movimentos de milhares
de quilómetros para o encontrar (Salomonsen, 1968). Desta forma, é fundamental para
o ordenamento das populações de Anatídeos que se identifiquem e protejam os seus
locais de muda, pois por vezes em áreas reduzidas concentra-se um elevado número
de indivíduos (Owen, 1996).
10
Este trabalho estudou a destruição de uma área de refúgio que também era um
local de nidificação e uma zona de muda para a população local de Pato-real. A área
de estudo, incluída no Baixo Mondego, consistiu na Zona de Caça Nacional da Quinta
do Canal (actualmente extinta e substituída em parte por uma zona de caça
associativa). Esta era constituída por uma área de alimentação, que consistia
basicamente em arrozais, e por uma área de refúgio constituída por salinas
abandonadas e pisciculturas extensivas. A zona de refúgio foi drenada e destruída
durante o Inverno de 1991-92.
A população que utilizava a área foi estimada através de contagens pelo
método dos pontos (Poysa & Nummi, 1992) uns dias antes das primeiras jornadas de
caça dos períodos venatórios em estudo. Os indivíduos caçados nos arrozais durante
as jornadas realizadas em fins de Agosto foram pesados, a respectiva asa direita
medida de acordo com a metodologia descrita por Svensson (1975) e a idade e sexo
determinados pelos critérios adequados à espécie (Baker, 1993; Gatti, 1983; Rousselot
& Trolliet, 1991). A condição corporal das aves, definida por Owen & Cook (1977)
como a capacidade de uma ave para enfrentar as suas necessidades presentes e
futuras, foi estimada através da relação entre a massa corporal e o comprimento da
asa, sendo que Jonhson et al. (1985) consideraram esta relação como um indicador
aceitável do teor de gordura das aves.
A área de arrozal anualmente cultivada diminuiu ao longo da década de 90,
8000 ha em 1991, 7400 ha em 1994 e, em 1995, apenas 6800 ha (Direcção Regional
da Agricultura da Beira Litoral, dados não publicados). Tal representa uma perda de
15% na área de arrozal, apenas ao longo de parte do período deste estudo.
Paralelamente, assistiu-se à modernização dos arrozais, com o aumento da área de
cada talhão, o completo nivelamento dos terrenos por LASER e o abastecimento de
11
água aos talhões por canalizações fechadas, em substituição das valas. Também se
aumentou a utilização de pesticidas, com especial relevo para aqueles que se
destinaram ao controlo do Lagostim- vermelho (Procambarus clarkii). Estas
alterações nos arrozais deverão ter resultado na redução da heterogeneidade dos
arrozais tradicionais, que se traduzia por maior abundância de infestantes e fauna
aquática, assim como pela variabilidade nas densidades das plantas das searas,
geralmente com densidades inferiores e com clareiras sem vegetação no meio da
seara. Deste modo, as reconhecidamente boas condições de abrigo e de alimentação
existentes nesta cultura para o Pato-real (Delnicki & Reinecke, 1986; Pirot, Chessel &
Tamisier, 1984), deverão ter sido reduzidas. Por forma a monitorizar a variação da
utilização dos arrozais pelos patos-reais e respectivos efeitos no sucesso do acto
venatório, foram realizadas contagens das aves abatidas nalgumas Zonas de Caça
Associativa (ZCA) existentes no Baixo Mondego (ZCA da Quinta de Foja, ZCA de
Vila Nova de Anços, ZCA de Samuel e ZCA da Abrunheira), entre 15 de Agosto e 15
de Setembro, de 1993 a 1996. É durante estas 4 semanas do período venatório que se
realiza o maior número de abates de Pato-real. As contagens efectuadas podem
considerar-se como um bom estimador dos indivíduos efectivamente caçados.
Também se analisaram as contagens realizadas em Janeiro no Baixo Mondego e
Baixo Vouga (Costa & Guedes, 1994; Rufino, 1988, 1989b, 1990, 1991, 1992; dados
recolhidos no âmbito deste trabalho a partir de 1993), por forma a detectar alguma
possível diminuição das populações resultante da perda e alteração de habitat.
12
Dieta Estival do Pato-real nos Arrozais do Centro de Portugal: Implicações na
Produção de Arroz e na Gestão da Espécie
O Pato-real é um omnívoro oportunista no que diz respeito à dieta e métodos
de alimentação (Cramp & Simmons, 1977), embora esta adaptabilidade também esteja
relacionada com as necessidades nutritivas (Pehrsson, 1984). Frequenta regularmente
os campos agrícolas, estando a sua frequência positivamente relacionada com a
abundância de sementes e respectivo valor nutritivo (Pirot, Chessel & Tamisier,
1984). No Baixo Mondego, a área de alimentação preferencial são os arrozais
(Rodrigues & Ferreira, 1993; capítulo 3 deste trabalho). Assim, por vezes surgem
conflitos entre caçadores e orizicultores, pois os patos-reais são acusados de
provocarem perdas de produção por consumo directo de sementes de Arroz (Oryza
sativa). Desta forma, tornou-se necessário determinar se existia consumo de arroz e
quantificá- lo para assim calcular-se a respectiva perda de produção. Este facto é
particularmente importante no Baixo Mondego e no Baixo Vouga, pois os conflitos
inviabilizam a colaboração entre orizicultores, caçadores e outros interessados na
gestão das populações nacionais de Anatídeos. No entanto, é cada vez mais necessária
essa colaboração na gestão dos arrozais, por forma a garantir a sustentabilidade da
exploração do Pato-real, pois têm-se assistido a uma diminuição constante na área de
arrozal cultivada e, como também já foi referido, existe uma perda qualitativa dos
arrozais como habitat de alimentação.
Existem vários métodos para o estudo da dieta das aves (e.g. Litvaitis, Titus &
Ansderson, 1994), mas como era necessário quantificar com o maior rigor possível a
quantidade de arroz ingerida pelos patos-reais optou-se pela análise directa de
conteúdos estomacais, que também é o método usualmente utilizado no estudo da
dieta dos Anatídeos (e.g. Gruenhagen & Fredrickson, 1990). De referir que a
13
quantificação da dieta por observação directa dos patos a alimentarem-se não
resultaria eficaz no caso dos arrozais, pois no período em estudo a seara estava
crescida, logo era impossível a correcta observação das aves e a identificação do que
estavam a ingerir. Da mesma forma, o estudo da dieta pelo inventário dos alimentos
disponíveis nos arrozais ao longo do tempo não pareceu praticável. A sensibilidade
deste método não deveria ser suficiente para evidenciar o consumo pelos patos, em
consequência da dificuldade na quantificação da abundância dos vários alimentos,
bem como na distinção do consumo pelos Anatídeos e no consumo por outras aves
aquáticas como o Galeirão (Fulica atra) e a Galinha-d’água (Gallinula chloropus), ou
mesmo Passeriformes como o Pardal-comum (Passer domesticus). A falta de precisão
também foi a razão para não se utilizar o método da análise dos dejectos fecais.
Embora o método já tenha sido utilizado em Anatídeos (Owen, 1975), a sua falta de
rigor na quantificação da ingestão de cada alimento leva a que geralmente não seja
utilizado com estas espécies.
A dieta foi estimada apenas pela análise de papos (esófago + proventrículo),
porque as moelas tendem a acumular os alimentos mais duros (Swanson & Bartonek,
1970), logo os resultados da sua análise seriam enviesados. Na análise do papo, este
foi considerado como um todo, não se distinguindo o esófago do proventrículo. Desta
forma pretendeu-se maximizar a quantidade e a diversidade de alimentos, pois há
elevadas diferenças de velocidade de propagação destes no tubo digestivo dos
Anatídeos (Malone, 1965; Swanson & Bartonek, 1970).
O estudo da dieta, só por si, não permite estimar a quantidade de arroz que é
ingerido diariamente por cada pato. A quantidade máxima de arroz detectada num
papo poderia ser um indicador, no entanto a digestão na moela começa logo a seguir à
ingestão do primeiro alimento, logo esta quantidade seria sempre uma subavaliação da
14
quantidade realmente ingerida. Assim, calculou-se a quantidade de alimento que cada
Pato-real precisava de ingerir diariamente para suprir as suas necessidades
energéticas, i.e. 294 kcal nas regiões temperadas (Sudgen, 1979), assumindo-se que as
aves só se alimentavam nos arrozais. Esta quantidade foi calculada com base na
energia metabolizável de cada componente da dieta e a respectiva percentagem em
peso seco na dieta obtida. A energia metabolizável de cada componente da dieta foi
considerada como 3.3 kcal/g para o arroz (Reinecke et al., 1989), 2.5 kcal/g para as
sementes das infestantes dos arrozais (Payne, 1992) e 3.5 kcal/g para as glandes de
Carvalho-cerquinho (Quercus faginea ssp. broteroi) e para os componentes animais.
Para calcular a quantidade total de arroz consumida pelos patos-reais nos
arrozais em estudo, foi necessário estimar a população que os utilizava, para depois
multiplicar o valor obtido pela quantidade de arroz que cada pato teria de ingerir
diariamente de acordo com a dieta obtida, e multiplicar pelo número de dias em que a
semente do arroz estaria disponível para consumo (60 dias, i.e. entre a mínima
formação da semente, em princípios de Agosto, e a colheita da produção, de fins de
Setembro a princípios de Outubro). Ao relacionar-se esse valor com as produções
mínima e média esperadas para o total da área estudada, obtém-se a potencial
diminuição de produção devida ao consumo directo de arroz pelos patos-reais.
Risco de Saturnismo em Pato-real do Centro de Portugal
O Saturnismo em Anatídeos foi reconhecido como um factor de mortalidade
há mais de um século (Grinnell, 1894) e está referenciado em pelo menos 21 países
(e.g. Fawcett & Vessen, 1995). Também são reconhecidos efeitos fisiológicos
sub- letais, incluindo disfunções neurológicas e imunológicas (Dieter & Finley, 1978;
Mauvais, 1993; Rocke & Samuel, 1991), que se traduzem pelo aumento da
15
mortalidade directa e indirecta, sendo que provocavam anualmente a morte de 1,4-2,6
milhões de Anatídeos nos Estados Unidos da América (Bellrose, 1959).
O risco de saturnismo nas aves tem sido avaliado pela taxa de ingestão (Ti) de
chumbos presentes nas moelas, avaliada através da observação visual ou através de
raios-X, sendo que a observação visual simples apenas detecta 65% dos chumbos
observados através das radiografias (Pain & Eon, 1993). Como passadas 3 semanas
após a ingestão dos chumbos mais de 90% destes foram completamente erodidos ou
transitaram pelo tubo digestivo, é mais rigorosa a análise do teor de Chumbo (Pb) no
sangue, pois este mantém-se elevado por 2 a 3 meses após a ingestão de chumbos
(Dieter e Finley, 1979), assim como a análise do teor de Chumbo no fígado (pois é um
órgão de acumulação deste metal pesado).
Nos Estados Unidos da América os numerosos estudos sobre o Saturnismo
levaram à substituição obrigatória dos cartuchos de bagos de Chumbo por outros com
bagos de aço na caça às aves aquáticas. Na Europa também já existem estudos sobre o
Saturnismo em Anatídeos (e.g. Clausen & Wolstrup, 1979; Schricke & Lefranc, 1994;
Olney, 1960), tendo alguns países proibido já o uso de cartuchos com bagos de
Chumbo na caça em zonas húmidas (e.g. Dinamarca), enquanto outros também
estudam essa hipótese (e.g. Inglaterra).
Em Portugal é um tema mal estudado, havendo a referir unicamente o trabalho
realizado por Rodrigues (1998), nos arrozais do Baixo Mondego. Este obteve, por
observação visual, valores de Ti de cerca de 5.3%, para uma amostra de 75 moelas,
mas apenas no início da época de caça. Este valor sugere que, em Portugal, o
saturnismo também poderá ser um factor de mortalidade importante, pelo que
convinha estudar a situação com uma maior e mais completa amostragem. Estudos
realizados nos Estados Unidos da América demonstraram que mesmo após a
16
substituição do Chumbo na caça às aves aquáticas, o Saturnismo continuou a ocorrer
durante um longo período (e.g. Anderson et al., 2000), pelo que convém que a
substituição ocorra o mais cedo possível.
As análises do teor de Chumbo no sangue e/ou no fígado são dispendiosas,
devido à sua metodologia analítica, a espectrofotometria de absorção atómica (Pain et
al., 1993), pelo que a Ti é geralmente usada e aceite como um bom indicador do risco
de Saturnismo (e.g. Schricke & Lefranc, 1994). Neste trabalho a Ti foi calculada com
base em moelas obtidas de patos-reais abatidos por caçadores na Ria de Aveiro
(Baixo Vouga), nos arrozais da ZCA da Quinta de Foja (Baixo Mondego) e em
moelas obtidas de patos-reais encontrados mortos na Reserva Natural das Dunas de S.
Jacinto. Nos patos encontrados mortos em S. Jacinto, a forte suspeita de
envenenamento por chumbo num deles, devido à sua extrema magreza, fez com que
fossem analisados os seus fígados para posterior determinação do teor de Chumbo. A
concentração a partir do qual se considera a toxidade do Chumbo letal é de 20 mg/kg
peso seco (Pain et al., 1993).
O Uso de Marcas Nasais na Monitorização de Populações de Pato-real
Existem vários tipos de marcas visuais que podem ser utilizadas em aves em
geral e, em particular, nos Anatídeos (e.g. Nietfeld, Barrett & Silvy, 1994).
As anilhas coloridas colocadas nas patas das aves, de uso cada vez mais
comum em outras espécies, resultam ineficientes na marcação de Anatídeos pois a sua
observação só é possível quando estes estão em terra.
Os colares têm efeitos negativos em termos de comportamento e sobrevivência
pois a diferença de diâmetro entre a cabeça e pescoço dos Anatídeos é reduzida. Um
colar que esteja suficientemente apertado para não sair pela cabeça limita a dimensão
17
dos alimentos que os indivíduos possam ingerir. Um colar que seja suficientemente
largo para não limitar a dimensão dos alimentos ingeridos poderá ser perdido
facilmente e poderá ficar entalado no meio do bico das aves, i.e. estas podem ficar
com a mandíbula inferior presa no colar (Helm, 1955).
As marcas alares são utilizadas em Anatídeos (e.g. Anderson, 1963), no
entanto envolvem a perfuração da pele da asa perto do patágio, embora pareça não
existirem problemas com hemorragias, infecções ou sensibilidade das aves. Contudo,
é necessária a observação dos dois lados das aves para não existirem dúvidas quanto
ao estarem ou não marcadas com identificadores alares. Também têm a desvantagem
de ter uma longevidade reduzida (Ingo Ludwichowski e Nicolas Boileau,
comunicações pessoais).
As marcas nasais têm a vantagem de não necessitarem da perfuração da pele,
uma vez que o pino que fixa a marca passa pelas narinas e estas não têm septo nasal.
As marcas nasais que utilizam círculos ou combinações desta e outras formas
geométrica têm a desvantagem de puderem acumular ve getação e prenderem-se nesta
ou em redes (Lokemoen & Sharp, 1985). As marcas nasais de “cela” (tradução livre
de nasal saddles) evitam estes inconvenientes. No caso de utilizarem códigos
alfanuméricos em ambos os lados laterais e no topo, a sua leitura é possível de
qualquer dos lados e pela frente dos Anatídeos. As marcas nasais têm a vantagem de
serem as mais visíveis quando as aves estão em zonas com muita vegetação, pois
geralmente a parte do corpo das aves mais visível é a cabeça. No entanto, as marcas
nasais de cela têm a desvantagem de os seus códigos possuírem menores dimensões, o
que implica distâncias de leitura mais reduzidas do que em outros tipos de marcas
nasais e em marcas alares.
18
Na construção das marcas de cela têm sido utilizados vários tipos de materiais
(e.g. Lokemoen & Sharp, 1985), tendo os flexíveis vantagens ao nível da sua
aplicação e ajustamento ao bico das aves, assim como no posterior conforto destas.
Também têm sido utilizadas várias formas de marcas de cela (Lokemoen & Sharp,
1985; Sudgen & Poston, 1968), de dimensões adaptadas às diferentes espécies. Como
na Europa este tipo de marca nunca tinha sido utilizada interessava testar várias
formas e vários materiais utilizados na construção das marcas de cela, por forma a
avaliar da sua longevidade, eficiência na observação e efeitos nas aves.
Efeitos do Sexo e Idade nas Taxas de Sobrevivência Durante o Período Venatório
duma População Residente de Pato-real
Na Europa não existem estimativas de taxas de sobrevivência para populações
de Pato-real obtidas por métodos estatísticos modernos (e.g. Burnham et al., 1987),
sendo que para a Península Ibérica, mesmo com métodos obsoletos, apenas existem as
estimativas de Asensio (1989). A razão principal desta ausência de informação na
Europa deve-se ao facto de actualmente ser difícil capturar patos-reais em número
suficientemente grande, antes da abertura do período de caça, para obter resultados
minimamente precisos e representativos, através da aplicação dos métodos de
captura/recuperação (Brownie et al., 1985), geralmente utilizados na obtenção destas
estimativas (e.g. Chu & Hestbeck, 1989). As únicas estimativas de taxas de
sobrevivência para populações de Anatídeos da Europa, através de métodos
modernos, são as de Blums et al. (1996). Os autores utilizaram os métodos de
captura/recaptura/reavistamento (e.g. Pollock et al., 1990) para estimar taxas de
sobrevivência de fêmeas de várias espécies, sendo que tal só foi possível devido à
19
reconhecida fidelidade e retorno ao local de nidificação/nascimento das fêmeas de
Anatídeos (e.g. Arnold & Clark, 1996).
No presente trabalho, a utilização das marcas nasais permitiu o recurso aos
métodos de captura/recaptura/reavistamento de Cormack-Jolly-Seber (Pollock et al.,
1990; Lebreton et al., 1992) para estimar taxas de sobrevivência. Tal só foi possível
por as populações nacionais de Pato-real serem à partida residentes (capítulo 2). No
entanto, as taxas obtidas traduzem as taxas de sobrevivência aparente, i.e. o produto
das taxas de sobrevivência reais pelas taxas de fidelidade ao local (Burnham &
Anderson, 1992). Contudo, estas são as estimativas que são necessárias para a
modelação das populações locais de Pato-real, pois traduzem a proporção de
indivíduos que sobrevivem e ficam no local. Para a dinâ mica das populações locais os
indivíduos que emigram definitivamente, na prática, equivalem a indivíduos que
morrem.
A utilização das marcas nasais também permitiu estudar a sobrevivência ao
longo do período venatório, tendo sido possível obter estimativas de taxas de
sobrevivência mensais, que nunca se encontraram referidas na bibliografia consultada
sobre Anatídeos. Esta particularidade permitiu estudar a variação da sobrevivência ao
longo da época de caça, assim como a relação com o sexo e a idade das aves. A
revisão bibliográfica de Johnson et al. (1992) evidenciou claramente que as fêmeas
tinham menores taxas de sobrevivência anuais do que os machos, mas atribuiu essa
diferença à menor sobrevivência das fêmeas durante a época de reprodução (maior
vulnerabilidade aos predadores). A referida revisão também evidenciou a menor taxa
de sobrevivência dos jovens durante o período venatório, sendo que essa conclusão
foi retirada da comparação entre os estudos baseados em aves capturadas antes do
início da caça, em que os jovens têm menores taxas de sobrevivência anuais, e os
20
estudos realizados com base em aves capturadas no Inverno, a seguir ao período
venatório, em que jovens e adultos têm taxas de sobrevivência semelhantes. No
entanto não foi possível determinar se a diferença de sobrevivência entre jovens e
adultos ocorria ao longo de todo o período venatório, ou se estaria concentrada num
período mais reduzido, questão a que se procurou responder no presente estudo.
Um Modelo Preliminar para uma População de Pato-real do Centro de Portugal
Na América do Norte têm sido elaborados e utilizados modelos para estudar a
produtividade das populações de Pato-real (e.g. Johnson et al., 1987) e também para
estudar a dinâmica anual das populações e a sua sensibilidade à pressão cinegética
(e.g. Johnson et al., 1997). Para a Europa não se encontraram referências à aplicação
desta metodologia, apesar dos esquemas de monitorização através de contagens de
Inverno (e.g. Rose & Scott, 1994), das populações reprodutoras e/ou estivais (e.g.
Nilsson, 1983), assim como dos intensos esforços de anilhagem que alguns países
desenvolveram (e.g. Perdeck & Clason, 1983). A razão principal desta lacuna deverá
ser a já referida inexistência de estimativas de taxas de sobrevivência para as
populações europeias de Anatídeos. Como também já foi referido, a utilização de
marcadores nasais neste trabalho veio permitir o cálculo de taxas de sobrevivência.
Desta forma, tornou-se mais alcançável a implementação dum modelo para uma
população de Pato-real nacional. Assim, idealizou-se um modelo para uma população
local, visto ser esperado que a população nacional de Pato-real fosse residente, logo
fazia mais sentido trabalhar numa escala local, por forma a reduzir a heterogeneidade
(Johnson et al., 1988). O modelo idealizado foi aplicado à população de Pato-real da
Ria de Aveiro, pois é aquela para a qual foi possível obter estimativas de taxas de
sobrevivência. Foi aplicado numa versão reduzida, por forma a estudar a importância
21
na dinâmica da referida população da imigração proveniente de outras populações
locais ou regionais. De referir que os valores das taxas de sobrevivência sazonais
utilizados
foram
obtidos
através
da
aplicação
dos
métodos
de
captura/recaptura/reavistamento de Cormack-Jolly-Seber (Pollock et al., 1990;
Lebreton et al., 1992) a uma matriz de dados mais extensa e formatada de forma
diferente da que se encontra reproduzida no capítulo 7. Estes valores ainda não podem
ser considerados como definitivos, pois ainda possuem uma variânc ia relativamente
elevada no caso das fêmeas. No entanto, foram utilizados os valores das taxas de
sobrevivência durante o período venatório obtidos por este processo e não os obtidos
no capítulo 7, pois os primeiros são mais conservadores e os segundos deverão estar
subestimados devido à emigração temporária, i.e. devida a indivíduos que emigraram
antes do fim do período venatório e que depois voltaram nos anos seguintes. Estes
indivíduos, na pratica, são dados como mortos no capítulo 7 mas, com a formatação
da matriz de dados utilizada no cálculo das estimativas usadas no capítulo 8, são
reconhecidos como estando vivos, indo apenas afectar as probabilidades de
reavistamento obtidas.
O valor do recrutamento utilizado foi estimado tendo por base a observação de
ninhadas no campo. Registaram-se o número de crias por ninhada e a respectiva idade
(Office National de la Chasse, 1982) e depois corrigiu-se o número de crias por
ninhada pela taxa de sobrevivência esperada (Hestebeck et al., 1989) até ao início do
voo das crias, que ocorre às 7 semanas de idade (Cramp & Simmons, 1977). Também
se fez uma correcção devida à probabilidade do sucesso de nidificação de cada fêmea
(Krapu & Doty, 1979).
22
Objectivos e Estrutura da presente dissertação
Em face do exposto e dos temas abordados, os objectivos deste trabalho
podem resumir-se da seguinte forma:
1. Definir da forma o mais precisa possível o estatuto migratório do Pato-real em
Portugal, analisando os seus movimentos e tirando as respectivas ilações ao nível
do seu ordenamento;
2. Analisar de que forma a perda e alteração de habitat poderá ter afectado as
populações de Pato-real das Bacias do Rio Mondego e do Rio Vouga, e retirar as
devidas conclusões ao nível do seu ordenamento;
3. Definir a dieta do Pato-real nos arrozais do Centro de Portugal e quantificar a
potencial perda de produção de arroz por consumo directo dos patos-reais e
concluir das suas implicações na gestão das populações da espécie;
4. Quantificar o risco de Saturnismo em Pato-real no Centro de Portugal e, se
possível, provar a existência de Saturnismo;
5. Avaliar a eficiência do uso de marcas nasais na monitorização de populações de
Pato-real;
6. Estimar as taxas de sobrevivência, durante o período venatório, duma população
de Pato-real, avaliando a sua variação com o sexo e a idade, e relacionando-as
com o ordenamento da espécie;
7. Idealizar um modelo para uma população local de Pato-real e avaliar a
importância da imigração na dinâmica populacional, retirando as devidas
conclusões para o Ordenamento da espécie.
A abordagem a cada um destes objectivos resultou na formação dos 7
capítulos seguintes, constituindo cada um deles um artigo que foi submetido para
23
publicação em publicações internacionais (formatação do texto e das referências
bibliográficas de acordo com as normas de cada publicação). Os artigos apresentados
são:
Capítulo 2 – Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D., Figueiredo, M.E.M.A. & Tenreiro,
P.J.Q. 2000. Migratory status and movements of the Portuguese Mallard (Anas
platyrhynchos). Vogelwarte 40: 292-297.
Capítulo 3 – Rodrigues, D. & Fabião, A. 1997. Loss and change of habitat and
possible effects on mallard populations of Mondego and Vouga river basins. In
Goss-Custard, J.B., Rufino, R. & Luís, A.S. (eds). Effects of Loss and Change
of Habitat on Waterbirds. The Stationary Office, London. Pp. 127-130.
Capítulo 4 – Rodrigues, D., Figueiredo, M. & Fabião, A. Submetido. Mallard Anas
platyrhynchos summer diet on Central Portugal rice- fields: implications on rice
harvest and Mallard management. Game and Wildlife.
Capítulo 5 – Rodrigues, D., Figueiredo, M. & Fabião, A. Submetido. Mallard Lead
Poisoning Risk in Central Portugal. Wildfowl.
Capítulo 6 – Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D. & Figueiredo, M.E.M.A. In press.
The use of nasal markers for monitoring mallard populations. Proceedings of
the 2nd International Wildlife Management Congress. The Wildlife Society,
Hungary.
Capítulo 7 – Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D. & Figueiredo, M.E.M.A. Submetido.
Sex and age effects on shooting season survival of a resident Anas
platyrhynchos population. Journal of Animal Ecology.
Capítulo 8 – Rodrigues, D.C., Figueiredo, M.E. & Fabião, A. Submetido. A
preliminary model for a Portuguese Mallard population in Central Portugal.
Folia Zoologica.
24
Por fim, apresenta-se um capítulo final de conclusões, no qual se compilaram
as principais conclusões de cada capítulo, mas relacionando-as objectivamente com a
Ecologia e o Ordenamento da espécie em Portugal.
Bibliografia Citada
Anderson, A. 1963. Patagial tags for waterfowl. Journal of Wildlife Management 27:
284-288.
Anderson, W.L., Havera, S.P. & Zercher, B.W. 2000. Ingestion of Lead and nontoxic
shotgun pellets by ducks in the Mississippi Flyway. Journal of Wildlife
Management 64: 848-857.
Arnold, T.W. & Clark, R.G. 1996. Survival and philopatry of female dabbling ducks
in southcentral Saskatchewan. Journal of Wildlife Management 60: 560-568.
Arthur, G. & Kennedy, D. 1972. A permanent site waterfowl trap. Journal of Wildlife
Management 36: 1257-1261.
Asensio, B. 1989. Analisis demografico de la poblacion iberica de Anade Real (Anas
platyrhynchos L.). Ecología 3: 293-297.
Baker, K. 1993. Identification Guide to European Non-Passerines: BTO Guide 24.
BTO, Thetford.
Bellrose, F.C. 1959. Lead poisoning as a mortality factor in waterfowl populations.
Ill. Natl. Hist. Surv. Bull. 27: 235-288.
Blums, P., Mednis, A., Bauga, I., Nichols, J.D. & Hines, J.E. 1996. Age-specific
survival and philopatry in three species of European ducks: a long-term study.
Condor 98: 61-74.
Boyd, H. & Ogilvie, M.A. 1961. The distribution of Mallard ringed in Southern
England. Wildfowl 12: 125-136.
25
Brownie, C., Anderson, D.R., Burnhan, K.P. & Robson, D.S. 1985. Statistical
inference from band recovery data: a handbook. 2nd. ed. U.S. Fish and Wildl.
Serv.Resour. Publ. 156.
Bub, H. 1991. Bird Trapping & Bird Banding: a handbook for trapping methods all
over the world. Cornell University Press, Ithaca.
Burnham, K.P., Anderson, D.R., White, G.C., Brownie, C. & Pollock, K.H. 1987.
Design and analysis methods for fish survival experiments based on
release-recapture. American Fisheries Society Monograph 5.
Burnham, K.P. & Anderson, D.R. 1992. Data-based selection of an appropriate
biological model: the key to modern data analysis. In D.R. McCullough & R.H.
Barrett (eds). Wildlife 2001: populations. Elsevier, Essex. Pp. 17-30.
Calvo, B. & Furness, R.W. 1992. A review of the use and the effects of marks and
devices on birds. Ringing & Migration 13: 129-151.
Candeias, D.R. & Castro, M.F.C. 1982. Aves com anilhas estrangeiras capturadas em
Portugal até final de 1981. CEMPA, Portugal.
Carvalho, M.B. 1975. Anilhas recuperadas em Portugal Continental e Insular entre
1968/72 de aves anilhadas na Europa. CEMPA, Portugal.
Chu, D.S. & Hestbeck, J.B. 1989. Temporal and geographic estimates of survival and
recovery rates for the Mallard, 1950 through 1985. U.S. Fish and Wildlife
Service Technical Report 20.
Clausen, B. & Wolstrup, C. 1979. Lead Poisoning in Game from Denmark. Danish
Review of Game Biology 11: 1-22.
Costa, L.T. & Guedes, R.S. 1994. Contagens de Anatídeos Invernantes em Portugal 1992/93. Estudos de Biologia e Conservação da Natureza 14. ICN, Lisboa.
26
Costa, L.T. & Guedes, R.S. 1997. Contagens de Anatídeos Invernantes em Portugal
Continental. Invernos de 1993/94 a 1995/96. Estudos de Biologia e
Conservação da Natureza 20. ICN, Lisboa.
Costa, L.T. & Rufino, R. 1994. Contagens de Aves Aquáticas em Portugal – Janeiro
1994. Airo 5: 8-16.
Costa, L.T. & Rufino, R. 1996a. Contagens de Aves Aquáticas em Portugal – Janeiro
1995. Airo 7: 36-43.
Costa, L.T. & Rufino, R. 1996b. Contagens de Aves Aquáticas em Portugal – Janeiro
1996. Airo 7: 69-76.
Costa, L.T. & Rufino, R. 1997. Contagens de Aves Aquáticas em Portugal – Janeiro
1997. Airo 8: 25-32.
Cramp, S. & Simmons, K.E.L. 1977. The Birds of Western Paleartic. Vol. 1. Oxford
University Press, Oxford.
Delnicki, D. & Reinecke, K. 1986. Mid-Winter food use and body weights of
Mallards and Wood Ducks in Mississippi. The Journal of Wildlife Management,
50, 43-51.
Dieter, M.P. & Finley, M.T. 1978. Erythrocyte δ-Aminolevulinic Acid Dehydratase
activity in Mallard Ducks: duration of inhibition after lead shot dosage. Journal
of Wildlife Management 42: 621-625.
Dieter, M.P. & Finley, M.T. 1979. δ-Aminolevulinic Acid Dehydratase activity in
blood, brain and liver of lead-dosed ducks. Environ. Res. 19: 127-135.
Fawcett, D. & Vessem, J.V. 1995. Lead poisoning in Waterfowl. International Update
Report 1995. IWRB, Gloucester.
Ferreira, A.C. 1980. Recapturas de aves anilhadas no estrangeiro (1972-74).
Cyanopica 2: 57-94.
27
Finlayson, M. & Moser, M. (eds.) 1991. Wetlands. IWRB, Slimbridge.
Freire, O. 1969. Aves anilhadas no estrangeiro e capturadas em Portugal (1966-1967).
Cyanopica 1: 95-132.
Gatti, R.C. 1983. Spring and summer age separation techniques for the Mallard.
Journal of Wildlife Management 47: 1054-1062.
Grinnell, G.B. 1894. Lead poisoning. Forest & Stream 42: 117-118.
Gruenhagen, N.M. & Fredrickson, L.H. 1990. Food use by migratory female Mallards
in Northwest Missouri. Journal of Wildlife Management 54: 622-626.
Haramis, G., Derleth, E. & Mcauley, D. 1987. A quick-catch corral trap for wintering
canvasback. J. Field Ornithol. 59: 198-200.
Helm, L.G. 1955. Plastic collars for marking geese. Journal of Wildlife Management
47: 316-317.
Hestebeck, J.B., Dzubin, A., Gollop, J.B. & Nichols, J.D. 1989. Mallard survival from
local to immature stage in Southwestern Saskatchewan. Journal of Wildlife
Management 53: 428-431.
Johnsgard, P.A. 1995. Ducks in the Wild. Conserving Waterfowl and Their Habitats.
Swan-Hill, UK.
Johnson, D.H., Krapu, G.L., Reinecke, K.J. & Jorde, D.G. 1985. An evaluation of
condition indices for birds. Journal of Wildlife Management 49: 569-575.
Johnson, D.H., Nichols, J.D., Conroy, M.J. & Cowardin, L.M. 1988. Some
considerations in modelling the mallard life cycle. In M.W. Weller (ed.)
Waterfowl in Winter. Univ. of Minnesota Press, Minneapolis. Pp. 9-20.
Johnson, D.H., Nichols, J.D. & Schwartz, M.D. 1992. Population dynamics of
breeding waterfowl. In B.D.J. Batt, A.D. Afton, M.G. Anderson, C.D. Ankney,
28
D.H. Johnson, J.A. Kadlec & G.L. Krapu (eds). Ecology and Management of
Breeding Waterfowl. University of Minnesota, Minneapolis. Pp. 446-485.
Johnson, D.H., Sparling, D.W. & Cowardin, L.M. 1987. A model of the productivity
of the Mallard duck. Ecol. Modelling 38: 257-275.
Johnson, F.A., Moore, C.T., Kendall, W.L., Dubovsky, J.A., Caithamer, D.F. &
Williams, B.K. 1997. Uncertainty and the management of Mallard harvests.
Journal of Wildlife Management 61: 202-216.
Karelse, D. 1994. Duck decoys in The Netherlands. Wildfowl 45: 260-266.
Krapu, G.L. & Doty, H.A. 1979. Age-related aspects of Mallard reproduction.
Wildfowl 30: 35-39.
Lebreton, J.D., Burnham, K.P., Clobert, J. & Anderson, D.R., 1992. Modelling
survival and testing biological hypotheses using marked animals: a unified
approach with case studies. Ecological Monographs 62: 67-118.
Litvaitis, J.A., Titus, K. & Anderson, E.R. 1994. Measuring vertebrate use of
terrestrial habitats and Foods. In A. Bookhout (ed.). Research and Management
Techniques for Wildlife and Habitats. The Wildl. Soc., Bethesda. Pp. 254-274.
Lokemoen, J. & Sharp, D. 1985. Assessment of nasal marker materials and designs
used on dabbling ducks. Wildl. Soc. Bull. 13: 53-56.
Malone, C.R. 1965. Dispersal of plankton: rate of food passage in Mallard ducks.
Journal of Wildlife Management 29: 529-533.
Mauser, D. & Mensik, J. 1992. A portable trap for ducks. Wildl. Soc. Bull. 20:
299-302.
Mauvais, G. 1993. Saturnisme des anatidés: Caractéristiques de l’intoxication. Bulletin
Mensuel de l'Office National de la Chasse 175: 19-30.
29
Nietfeld, M.T., Barrett, M.W. & Silvy, N. 1994. Wildlife marking techniques. In A.
Bookhout (ed.). Research and Management Techniques for Wildlife and
Habitats. The Wildl. Soc., Bethesda. Pp. 140-168.
Nilsson, L. 1983. September and January counts as a measure of change in south
Swedish Mallard populations. Wildfowl 34: 89-98.
Office National de la Chasse. 1982. Critéres de détermination de l'âge du Canard
Colvert de la naissance a 9 semaines. Bulletin Mensuel de l'Office National de
la Chasse 63, Notes Techniques, Fiche 10.
Oliveira, N.G. 1974. Recapturas em Portugal de aves anilhadas no estrangeiro
(1968-1971). Cyanopica 1: 51-73.
Olney, P.J.S. 1960. Lead poisoning in waterfowl. Wildfowl Trust Anual Report 11:
123-134.
Owen, M. 1975. An assessent of fecal analysis technique in waterfowl feeding
studies. Journal of Wildlife Management 39: 271-279.
Owen, M. 1996. Review of the migration strategies of the Anatidae: Challenges for
conservation. Gibier Faune Sauvage 13: 123-139.
Owen, M. & Cook, W.A. 1977. Variations in body weight, wing length and condition
of Mallard Anas platyrhynchos platyrnynchos and their relationship to
environmental changes. J. Zool. 183: 377-395.
Pain, D.J., Amiard-Triquet, A., Bavo ux, C., Burneleau, G., Eon, L. &
Nicolau-Guillaumet, P. 1993. Lead poisoning in wild populations of Marsh
Harriers Circus aeruginosus in the Camargue and Charente- maritime, France.
Ibis 135: 379-386.
Pain, D.J. & Eon, L. 1993. Methods of investigating the presence of ingested lead shot
in waterfowl gizzards: an improved visual technique. Wildfowl 44: 184-187.
30
Payne, N.F. 1992. Techniques for Wildlife Habitat Management of wetlands.
McGraw-Hill, New York.
Pehrsson, O. 1984. Relationships of food to spatial and temporal breeding strategies
of Mallards in Sweden. Journal of Wildlife Management 48: 322-339.
Perdeck, A.C. & Clason, C. 1983. Sexual differences in migration and winter quarters
of ducks ringed in Netherlands. Wildfowl 34: 137-143.
Pirot, J.Y., Chessel, D. & Tamisier, A. 1984. Exploitation alimentaire des zones
humides de Camargue par cinq especes de canards de surface en hivernage et
en transit: modelation spacio-temporelle. Terre et Vie 39: 167-192.
Pollock, K.H., Nichols, J.D., Brownie, C. & Hines, J.E. 1990. Statistical inference for
capture-recapture experiments. Wildlife Monographs 107.
Poysa, H. & Nummi, P. 1992. Comparing two methods of data collection in
waterfowl habitat use counts. Bird Study 39: 124-131.
Reinecke, K.J., Kaminski, R.M., Moorhead, D.J., Hodges, J.D. & Nassar, J.R. 1989.
Mississipi Alluvial Valley. In L.M. Smith, R.L. Pederson & R.M. Kaminski
(eds.). Habitat Management for Migrating and Wintering Waterfowl in North
America. Texas Tech. Univ. Press, Lubbock. Pp. 203-247.
Ringelman, J. 1990. Decoy Traps for Ducks. Fish and Wildlife Leaflet 13.2.10. U.S.
Fish and Wildlife Service, Washington, D.C.
Rocke, T.E. & Samuel, M.D. 1991. Effects of lead shot ingestion on selected cells of
the Mallard immune system. J. Wildl. Diseases 27: 1-9.
Rodrigues, D.J.C. 1998. Dieta estival e risco de saturnismo do Pato-real (Anas
platyrhynchos) nos arrozais da Quinta do Canal. Airo 9: 33-40.
31
Rodrigues, D. & Ferreira, M.T. 1993. Summer food and body condition of Mallards
(Anas platyrhyncos L.) in River Mondego Lowlands. Doñana Acta Vertebrata
20: 87-94.
Rose, P.M. & Scott, D.A. 1994. Waterfowl Population Estimates. IWRB Special
Publication 29. IWRB, Slimbridge.
Rousselot, J.C. & Trolliet, B. 1991. Critères de Détermination du Sexe et l’Age des
Canards. ONC, Paris.
Rufino, R. (Comp.) 1988. Contagens de Aves Aquáticas - Jan/Fev 1988. CEMPA,
Lisboa.
Rufino, R. 1989a. Atlas das Aves que nidificam em Portugal Continental. SNPRCN
Lisboa.
Rufino, R. (Comp.) 1989b. Contagens de Aves Aquáticas - Jan/Fev 1989. CEMPA,
Lisboa.
Rufino, R. (Comp.) 1990. Contagens de Aves Aquáticas - Inverno 1987 e 1990.
CEMPA, Lisboa.
Rufino, R. (Comp.) 1991. Contagens de Aves Aquáticas Invernantes - Janeiro 1991.
SNPRCN, Lisboa.
Rufino, R. (Comp.) 1992. Contagens de Aves Aquáticas Invernantes - Janeiro 1992.
SNPRCN, Lisboa.
Rufino, R. & Costa, L.T. 1993. Contagens de Aves Aquáticas em Portugal – Janeiro
1993. Airo 4: 57-67.
Saez-Royuela, R. & Martinez, T.S. 1985. Estudio sobre la Biologia Migratoria del
Orden Anseriformes (Aves) en España. SEO, Madrid.
Salomonsen, F. 1968. The moult migration. Wildfowl 19: 5-24.
32
Scott, D.A. & Rose, P.M. 1996. Atlas of Anatidae Populations in Africa and Western
Eurasia. Wetlands International, Wageningen.
Schricke, V. & Lefranc, H. 1994. Enquête sur le saturnisme des anatidés en France
métropolitaine. Bilan de la saison 1992/1993. Bulletin Mensuel O.N.C. 192:
2-15.
Silva, M.A. & Castro, M.F.C. 1991. Recaptura de Aves com Anilha Estrangeira em
Portugal e com Anilha CEMPA no Estrangeiro (1977-1988). SNPRCN,
Portugal.
Silva, M. A. & Castro, M.F.C. 1992. Recuperação de anilhas entre 1989 e 1991. Airo
3: 90-120.
Spina, F. 1999. Value of ringing information for bird conservation in Europe. Ringing
& Migration 19 (suppl.): S29-40.
Street, M. 1989. Ponds and Lakes for Wildfowl. The Game Conservancy, Hampshire.
Sugden, L.G. 1979. Grain consuption by Mallards. Wildl. Soc. Bull. 7: 35-39.
Sugden, L.G. & Poston, H.J. 1968. A nasal marker for ducks. Journal of Wildlife
Management 32: 984-986.
Svensson, L. 1975. Identification Guide to European Passerines. Published by the
author, Stockholm.
Swanson, G.A. & Bartonek, J.C. 1970. Bias associated with food analysis in gizzards of
Blue-winged Teal. Journal of Wildlife Management 34: 739-746.
Tait, G.M. 1955. Aves anilladas capturadas en Portugal. Ardeola 2: 79-86.
Tait, G.M. 1960. Aves anilladas recuperadas en Portugal (Abril 1957 - Diciembre
1958). Ardeola 6: 259-278.
Tait, G.M. 1961. Aves anilladas recuperadas en Portugal (Enero - Diciembre 1959).
Ardeola 7: 175-195.
33
Tait, G.M. 1962. Aves anilladas recuperadas en Portugal (Años 1960 y 1961).
Ardeola 8: 189-222.
Vyazovich, Y. 1996. Dynamics of the radionuclide contamination and ecology of wild
Anatidae species in Belarus after the Chernobyl nuclear accident. Gibier Faune
Sauvage 13: 723-736.
34
Capítulo 2
Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D., Figueiredo, M.E.M.A. & Tenreiro, P.J.Q.
2000. Migratory status and movements of the Portuguese Mallard (Anas
platyrhynchos). Vogelwarte 40: 292-297.
35
2. MIGRATOR Y STATUS AND MOVEMENTS OF THE PORTUGUESE
MALLARD (Anas platyrhynchos)
By David J. C. Rodrigues, António M. D. Fabião, Maria E. M. A. Figueiredo and
Paulo J. Q. Tenreiro
Abstract: RODRIGUES, D. J. C., A. M. D. FABIÃO, M. E. M. A. FIGUEIREDO &
P. J. Q. TENREIRO (2000): Migratory status and movements of the Portuguese
Mallard (Anas platyrhynchos). Vogelwarte 40: 292-297.
Results from recoveries, recaptures and resightings indicated a resident character of
the Portuguese Mallard populations. Some winter migration may reach the studied
areas but movements from the summer-ringed birds showed mostly dispersion and
abmigration, although some were as long as 3580 km long until Russia. Frequent
movements between local Portuguese Mallard populations resulted from dispersion.
Mallard populations from Central and Northern Portugal (from Mondego River basin
to north) were more related to Galicia and North Atlantic Mallard populations
(Atlantic flyway) than with the Southern Portuguese Mallard populations (from Tagus
River basin to south), forming 2 distinct regional populations.
Key words : Mallard, Anas platyrhynchos, migration, movements, Portugal
Addresses: Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, 1349-017
LISBOA, PORTUGAL; Departamento Florestal, Escola Superior Agrária de
Coimbra, 3040-316 COIMBRA, PORTUGAL (current address) (D.R.); Coordenação
36
de Coimbra do Instituto da Conservação da Natureza, Mata Nacional do Choupal,
3000 COIMBRA (P. T.).
Introduction
In Europe, the Mallard (Anas platyrhynchos) is essentially a migratory specie
tending to increase its resident character in Southern and Western directions (Cramp
& Simmons, 1977). Saez-Royuela & Martinez (1985), concluded that the Spanish
Mallard populations were mainly sedentary. In Portugal, Rufino (1989) empirically
considered the Portuguese breeding populations to be resident. Costa & Guedes (1994
& 1997) results reinforced that supposition but did not prove it.
The recent integrated monitoring of some Portuguese Mallard populations
allowed the study of various aspects of their ecology, biology and management. It
resulted on the estimation of apparent survival rates for each sex and age class,
determination of body conditions and biometrics, adequacy of present shooting period
(Rodrigues & Ferreira, 1993; D. Rodrigues, unpublished data), habitat requirements
(Rodrigues & Fabião, 1997), diet and lead poisoning (Rodrigues & Ferreira, 1993;
Rodrigues, 1998; D. Rodrigues, unpublished data), as well as movements and
migration. This paper intends to study these two last aspects.
Methods
Ducks were captured on baited swim- in and walk-in traps and marked with
metal rings from the Centro de Estudos e Protecção das Aves (CEMPA) and nasal
marked with flexible PVC or rubber tape saddles (Rodrigues et al., in press). A colour
and an alphanumerical code of the nasal saddles allowed individual identification by
observation with telescopes with maximum magnifications ranging from 45 to 105.
The capture areas were S. Jacinto Dunes Natural Reserve (40º 40’N, 08º 45’W),
37
Braças Lagoon (40º 14’N, 08º 48’W), Madriz Marsh (40º 07’N, 08º 37’W), Arzila
Marsh Natural Reserve (40º 10’N, 08º 35’W), Albufeira Lagoon (38º 30’N, 09º
10’W) and Sado River Estuary (38º 28’N, 08º 38’W). Captures occurred from July
1993 to April 1999, but they were only regularly performed through this period at S.
Jacinto and Madriz Marsh. Search and analysis of the foreign Mallard recoveries in
Portugal until the end of 1999 was also performed (Tait, 1955, 1960, 1961 and 1962;
Freire, 1969; Oliveira, 1974; Carvalho, 1975; Ferreira, 1980; Candeias & Castro,
1982; Silva & Castro, 1991 and 1992; CEMPA, unpublished data).
Populations were estimated monthly by point counts (Poysa & Nummi, 1992)
at Vouga River Lowlands (S. Jacinto) and Mondego River Lowlands (Madriz Marsh,
Arzila Marsh and Taipal Marsh (40º 15’N, 08º 41W)). For the purpose of this paper
we only considered estimates done just before the shooting season (the shooting
season for ducks starts on 15th August and ends in late January), representing mainly
birds from local populations, and those done during January, when migrants are
potentially present in greater numbers (Cramp & Simmons, 1977).
Results
Total captures amounted to 2792 Mallards, but only in S. Jacinto (2000),
Albufeira Lagoon (300), Madriz Marsh (270) and Sado Estuary (160) total captures
were higher than 100 birds. The total number of recoveries from birds marked during
this work was 162 (recovery rate of 5.8%), with 57% and 90% occurring at less than
20km and 60 km of marking local, respectively, and only 14 (0.5%) International
recoveries. Total number of resightings were higher than 10 000, with 20 identified
birds on Galicia (North Western Spain) and 1 in Charente-Maritime (Atlantic Coast of
France). Five of the 20 birds observed in Galicia returned at least once to S. Jacinto
38
(25% returning rate) and one of the females returned twice. The International
recoveries and the French resighting are detailed in Table 2.1. There were 40
recoveries in Portugal from Mallards ringed abroad, mostly (36) from southern Spain.
From the birds ringed in southern Spain only 4 were recovered in Central or North
Portugal (11.1% of the Spanish recoveries in Portugal). Figure 2.1 illustrates the main
movements (> 60 km) within the Iberian Peninsula (the double bar shows the
approximate limit between the 2 main Portuguese regional populations). Figure 2
illustrates the other international movements observed during this study. Movements
between Mondego Lowlands and Vouga Lowlands were frequent, with 109
recoveries/recaptures/resightings between the two areas, but with only 4 individuals
making movements at least once in both ways (3.7%). Most of them (85%) dispersed
from the marking place within the first month. Movements between South and Central
Portugal were reduced with only one resighting of birds of Albufeira Lagoon and
Sado Estuary in S. Jacinto, one recovery of Albufeira Lagoon on Mondego Lowlands
and a resighting of a bird from S. Jacinto on Sado Estuary.
August counts were bigger than the double of January with values ranging
from 1600 to 2400 on Vouga Lowlands, depending on the year. In Mondego
Lowlands, only in August 1997 a representative count was accomplished, which
amounted to 3000 ducks and represented the double of the 1998 Janua ry counts.
Discussion
Nasal marks proved to be efficient in the study of Mallard movements,
increasing the amount of information obtained from marked birds and also allowed
the estimates of survival rates (D. Rodrigues, unpublished data). The study became
39
less dependent from the hunters reporting rate, presumably low in Portugal since the
recovery rate obtained was 5.8%.
The marked ducks showed a resident character with 90% of recoveries
occurring within 60 km of marking place. This result is comparable with the results
obtained by Boyd and Ogilvie (1961), and reinforces the importance of local actions
on the management of Mallard populations from Western Europe.
The observed regional movements resulted from dispersion since the returning
rate between Mondego Lowlands and Vouga Lowlands (50 km of distance) was low.
However, a small proportion of birds from S. Jacinto seem to produce intentional
movements to and from Galicia, being in Spain during the breeding season and in
Portugal during the rest of the year, but this must be confirmed with further data.
There is a winter income from migratory birds from northern countries but in a
reduced number as can be observed from the significantly lower winter counts
(resulting mainly from local populations that suffered shooting mortality) and the low
international recovery rate. We must distinguish two situations from the international
movements described in Table 1 and illustrated in Figures 1 and 2. Some are the result
of the marking of winter migrant birds from northern countries, like the Mallard shot
in Ireland (represented by 5 in Figure 2.2). The bird was captured at S. Jacinto during
the winter and recovered during the summer. Other movements are purely the result
of dispersion or abmigration like the examp le of the bird that was recovered in Russia
(represented by 6 in Figure 2.2), at 3580 km from S. Jacinto. The young male was
captured in August and dispersed during September. Migrant mallards stayed in
Portugal during the winter until late February / March.
According to our data, Mallard populations from Central and Northern
Portugal (from Mondego River basin to north) are more related to Galicia and North
40
Atlantic Mallard populations (Atlantic flyway) than with the Southern Portuguese
Mallard populations (from Tagus River basin to south). These last ones should be
more related to the Southern Spanish and Mediterranean populations. In the future,
attempts to model Portuguese Mallard populations will have to take this in
consideration, inducing the use of at least one model for each regional population.
Scott & Rose (1996) considered the Portuguese Mallard populations as a
whole and included them in the Western Mediterranean population. Our data does not
confirm that uniformity.
Acknowledgements
The research work was funded within projects STRD/AGR/0038 (Junta Nacional de
Investigação Científica e Tecnológica, Lisbon), PAMAF 4031 (Instituto Nacional de
Investigação Agrária, Lisbon) and research line Freshwater Resources and Wetland
Management of Centro de Es tudos Florestais, Lisbon. David Rodrigues was funded
through a doctoral scholarship (Programs CIENCIA and PRAXIS XXI). We also wish
to acknowledge the co-operation of the Instituto da Conservação da Natureza (ICN)
through the Coimbra co-ordination and through the Centro de Estudos de Protecção e
Migração de Aves (CEMPA), as well as of the Direcção Geral das Florestas, through
the Direcção de Serviços de Caça.
41
References
Boyd, H. & M. A. Ogilvie (1961): The distribution of Mallard ringed in Southern
England. Wildfowl 12: 125-136
Candeias, D. R. & M. F. C. Castro (1982): Aves com anilhas estrangeiras capturadas
em Portugal até final de 1981. CEMPA, SEA. Lisbon, Portugal.
Carvalho, M. B. (1975): Anilhas recuperadas em Portugal Continental e Insular entre
1968/72 de aves anilhadas na Europa. CEMPA, SEA. Lisbon, Portugal.
Costa, L. T. & R. S. Guedes (1994): Contagens de Anatídeos Invernantes em Portugal
- 1992/93. Estudos de Biologia e Conservação da Natureza, 14. ICN. Lisbon,
Portugal.
Costa, L. T. & R. S. Guedes (1997): Contagens de Anatídeos Invernantes em Portugal
Continental. Invernos de 1993/94 a 1995/96. Estudos de Biologia e
Conservação da Natureza, 20. ICN. Lisbon, Portugal.
Cramp, S. & K. E. L. Simmons (1977): The birds of Western Paleartic. Vol. 1. Oxford
University Press. Oxford, U.K.
Ferreira, A. C. (1980): Recapturas de aves anilhadas no estrangeiro (1972-74).
Cyanopica 2 (2): 57-94
Freire, O. (1969): Aves anilhadas no estrangeiro e capturadas em Portugal (19661967). Cyanopica 1 (2): 95-132
Oliveira, N. G. (1974): Recapturas em Portugal de aves anilhadas no estrangeiro
(1968-1971). Cyanopica 1 (4): 51-73
Poysa, H. & P. Nummi (1992): Comparing two methods of data collection in
waterfowl habitat use counts. Bird Study 39: 124-131
42
Rodrigues, D. J. C. (1998): Summer diet and Lead poisoning risk of Mallard Anas
platyrhynchos on Canal farm rice fields. Airo 9: 34-40 (in Portuguese with
English summary)
Rodrigues, D. & A. Fabião (1997): Loss and change of habitat and possible effects on
mallard populations of Mondego and Vouga river basins. Pages 127-130 in
Effects of Habitat Loss and Change on Waterbirds. J.B. Goss-Custard, Rufino
R. & Luís, A.S. (Ed.). ITE Symposium no. 30/ Wetlands International
Publication 42. The Stationery Office. London, U.K.
Rodrigues, D. J. C., A. M. D. Fabião & M. E. M. A. Figueiredo (In press): The use of
nasal markers for monitoring Mallard populations. Proceedings of the II
International Wildlife Management Congress. The Wildlife Society. Godollo,
Hungary.
Rodrigues, D. J. C. & Ferreira, M. T. (1993): Summer food and body condition of
Mallards (Anas platyrhynchos L.) in river Mondego Lowlands. Doñana, Acta
Vertebrata 20(1): 87-94
Rufino, R. (1989): Atlas das Aves que nidificam em Portugal Continental. SNPRCN.
Lisbon, Portugal.
Saez-Royuela, R. & T. S. Martinez (1985): Estudio sobre la Biologia Migratoria del
Orden Anseriformes (Aves) en España. SEO. Madrid, Spain.
Scott, D. A. & P. M. Rose (1996): Atlas of Anatidae Populations in Africa and
Western
Eurasia. Wetlands
International
Publication
Nº41.
Wetlands
International. Wageningen, The Netherlands.
Silva, M. A. & M. F. C. Castro (1991): Recaptura de aves com anilha estrangeira em
Portugal e com anilha CEMPA no estrangeiro (1977-1988). SNPRCN. Lisbon,
Portugal.
43
Silva, M. A. & M. F. C. Castro (1992): Recuperação de anilhas entre 1989 e 1991.
Airo 3 (3): 90-120
Tait, G. M. (1955): Aves anilladas capturadas en Portugal. Ardeola 2: 79-86
Tait, G. M. (1960): Aves anilladas recuperadas en Portugal (Abril 1957 - Diciembre
1958). Ardeola 6: 259-278
Tait, G. M. (1961): Aves anilladas recuperadas en Portugal (Enero - Diciembre 1959).
Ardeola 7: 175-195
Tait, G. M. (1962): Aves anilladas recuperadas en Portugal (Años 1960 y 1961).
Ardeola 8: 189-222
44
Table 2.1 – Data from recoveries in foreign countries and from a French resighting.
Sex and Age
(ring number)
Ringing place
and coordinates
Male 2nd Year
S. Jacinto
(M012876)
40º40’N 08º45’W
Male 2nd Year Paul da Madriz
(M012915) 40º 07’N 08º 37’W
Male Adult
S. Jacinto
(M014457)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M014478)
40º40’N 08º45’W
Female 1st Y.
S. Jacinto
(M015530)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M015547)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M015994)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M016297)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M017245)
40º40’N 08º45’W
Female 2nd Y. Herd. Zambujal
(M017303)
38º28’N 08º21’W
st
Male 1 Year
S. Jacinto
(M018141)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M018389)
40º40’N 08º45’W
Female 1st Y.
S. Jacinto
(M020857)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M020914)
40º40’N 08º45’W
Male 1st Year
S. Jacinto
(M018360)
40º40’N 08º45’W
1
- represented by 5 in Figure 2.2
- represented by 6 in Figure 2.2
3
- resighting
2
Date of
Ringing
Date of Recovery place Date and
last
- country and distance of
resighting
coordinates
recovery
18/01/95 19/02/95
04/01/95
-
03/10/95
-
04/10/95 28/11/95
12/12/95
-
06/08/96
-
13/08/96 17/09/96
13/08/96
-
20/12/96 20/02/97
01/08/97
-
14/08/97 17/09/97
17/12/97 21/03/97
16/11/98 15/03/99
14/12/98 07/03/99
25/11/97 20/03/98
Rep. Ireland 1
52º56’N 06º14’W
France
47º02’N 01º38’W
France
47º04’N 00º29’W
France
48º19’N 07º42’E
France
47º29’N 02º28’W
France
47º12’N 01º45’W
France
50º22’N 03º17’E
Spain – Galicia
42º28’N 08º51’W
France
46º55’N 02º03’W
Spain – South
37º23’N 05º59’W
Russia2
59º37’N 33º33’E
England
50º36’N 02º27’W
France
47º12’N 01º33’W
France
47º47’N 00º46’W
France3
45º54’N 01º02’W
30/07/95
1378 km
22/09/96
985 km
15/09/96
970 km
04/01/97
1549 km
25/09/96
907 km
28/08/97
914 km
12/01/98
1426 km
10/08/97
200 km
30/01/98
900 km
13/05/98
239 km
08/05/98
3580 km
01/11/98
1217 km
18/09/99
924 km
30/01/00
1010 km
28/08/99
852 km
45
Figure 2.1 – Map showing the main movements within Portugal (> 60km) and
movements between Portugal and Spain. Black circles and full lines represent
recoveries; white circles and doted lines represent resights (double dot – movements
in both ways). The double bar represents the limit between the 2 main Portuguese
regional populations. Number 1 localises S. Jacinto Dunes Natural Reserve, number 2
the Mondego River Lowlands, number 3 the Albufeira Lagoon and number 4 the Sado
River Estuary.
1
2
3
4
46
Figure 2.2 – Map showing movements of the non Iberian recoveries. Black circles and
full lines represent recoveries; white circles and doted lines represents resight.
Number 5 represents the recovery in Ireland and number 6 represents the recovery in
Russia.
62
5
47
Capítulo 3
Rodrigues, D. & Fabião, A. 1997. Loss and change of habitat and possible effects
on mallard populations of Mondego and Vouga river basins. In
Goss-Custard, J.B., Rufino, R. & Luís, A.S. (eds). Effects of Loss and
Change of Habitat on Waterbirds. The Stationary Office, London. Pp.
127-130.
48
3. LOSS AND CHANGE OF HABITAT AND POSSIBLE EFFECTS ON
MALLARD POPULATIONS OF MONDEGO AND VOUGA RIVER BASINS
D. Rodrigues & A. Fabião
Departamento de Engenharia Florestal, Instituto Superior de Agronomia, Tapada da
Ajuda, P-1399 Lisboa Codex, Portugal
SUMMARY
The present mallard (Anas platyrhynchos) habitat loss and change in Mondego and
Vouga river basins are mainly the result of modern agriculture and intensive fish
rearing. As a result of a loss of refuge areas, that were also important for moulting and
breeding, we have recorded a decline in the local mallard population numbers from
1000 to 50 individuals, as well as significant decreases in the weight and body
condition indices of adult birds, with an average weight loss of more than 100g being
observed. The modernisation of agriculture practices in the Mondego Lowland rice
fields induced the concentration of mallard populations in old rice fields, leading in an
extreme situation to there being more than 1600 birds in a 20 ha rice field. The change
in habitat caused by the modernisation of rice fields caused a decline of
approximately 75% in the number of birds shot by hunters.
INTRODUCTION
The mallard (Anas platyrhynchos) is the most abundant resident duck in Portugal
(Rufino 1989 b). The species shows high adaptability to different types of wetlands,
including those created by or related to human activities and is also tolerant of human
disturbance. The mallard is also very much appreciated as a quarry species.
49
Recent research in the Mondego and Vouga river basins concluded that there is only
one mallard population in the area; although two different sub-populations may be
associated with each river basin, there are very frequent movements between them.
This interchange may be linked to the different proportions of suitable habitats in each
river basin; the Vouga has more than 10 000 ha of estuary, saltmarsh and fish ponds,
but only about 300 ha of rice fields, whereas the Mondego lowlands have only 900 ha
of estuary, freshwater marsh and fish ponds but approximately 6 800 ha of rice fields.
The mallard population of Vouga and Mondego lowlands is resident, but a small
immigration of migrants may occur, especially during winter. The number of
immigrants is estimated at less than 10% of the total winter population (Rodrigues
unpublished).
The habitat requirements of mallard change through the year. During the shooting
season (15 August to 31 January), distinct feeding grounds and refuge areas can
usually be recognised. Feeding occurs mostly in rice fields and salt marshes. The
refuge areas are mainly man- made habitats, such as abandoned rice fields which have
turned into marshes (eg Arzila, Taipal and Madriz marshes, in Mondego lowlands)
and small lakes especially created as waterfowl refuges (eg the duck pond in S.
Jacinto Natural Reserve and Braças Lagoon). Ponds that were used for extensive fish
culture and left abandoned are preferred by mallards during breeding and moulting.
50
THE EFFECT OF THE LOSS OF REFUGE AREAS ON THE MALLARD
POPULATION
The mallard population was monitored in a National hunting reserve in the Mondego
lowlands, consisting of a feeding area with irrigated crops, mainly rice (Quinta do
Canal, 276.5 ha), and a refuge area with abandoned salt-pans and fish ponds, used by
wildfowl for resting, nesting and moulting (Ínsua, 50 ha). The Ínsua was destroyed by
drainage in the winter 1991-92.
A census conducted two days before the first hunt in 1991 estimated the mallard
population to be 1000 birds. Shooting occurred in the rice fields twice during late
August, from 0600 to 1200 hours, in 1991, 1992, and 1994. The shot birds were sexed
and aged, following ONC (1989) and Gatti (1983), weighed to the nearest 2 g and the
flattened wing measured, according to the methodology described by Svensson
(1975). The body condition − the fitness of a bird to cope with its present and future
needs (Owen & Cook 1977) − was assessed by the ratio between body weight and
wing length. One and two-way ANOVA were used to compare biometric parameters
within sex and age classes, and also between years.
The results from biometric measurements of birds shot in 1991, 1992 and 1994 are
summarised in Table 3.1. The decreases in weight and body condition index from
1991 to 1992 were very significant (α<0.01) for all sexes and age classes, but those
from 1992 to 1994 were not (α>0.05). The significant decrease seems to have been
associated with the destruction of the Ínsua refuge area; because the new refuge areas
51
are located 13 Km further from the feeding grounds, the higher energy costs of
travelling may have caused the loss in body mass.
Table 3.1. Mallard biometrics in 1991, 1992 and 1994. The values represent the mean
± standard deviation. The values of the same parameter followed by different
characters were significantly different from each other (α<0.05). The values in
brackets correspond to a single observation and were not compared.
Parameter
Males
Females
Juvenile
Adult
Juvenile
Adult
68
1105±72a
268±12a
4.13±0.32a
38
1242±56b
275±8b
4.52±0.23b
67
975±68c
255±11c
3.83±0.29c
29
1070±64d
259±11d
4.14±0.23d
40
1020±14e
270±1e
3.77±0.42e
23
1092±8f
277±9b
3.95±0.30f
46
908±9g
254±12c
3.57±0.34g
21
954±10h
256±1d
3.72±0.38h
34
1025±9e
276±1i
3.71±0.27e
5
1118±4f
284±0.4b
3.94±0.18f
34
926±8g
260±1k
3.56±0.29g
1
(980)
(270)
(3.63)
1991
Number of observations
Weight (g)
Wing length (mm)
Body condition (g mm-1 )
1992
Number of observations
Weight (g)
Wing length (mm)
Body condition (g mm-1 )
1994
Number of observations
Weight (g)
Wing length (mm)
Body condition (g mm-1 )
THE EFFECT OF HABITAT CHANGES ON THE MALLARD POPULATION
There are approximately 6 800 ha of rice fields in the Mondego lowlands and three
main refuge areas: Madriz, Taipal and Arzila marshes, with a total area of about 200
ha. These consist of old abandoned rice fields that have turned into freshwater
marshes, with dense areas of plant cover dominated by common reed (Phragmites
australis) and common bull-rush (Scirpus lacustris), and small areas of free water
without submerged vegetation apart from milfoil (Myriophyllum aquaticum). The
number of mallards shot in 1993-96 on all hunting days from 15 August to 15
52
September - during which most of the mallard deaths from shooting occurs - was
counted. We consider this to provide good estimates of the total number of mallards
shot during these periods. In early August 1995, before the shooting season began, the
total number of mallards in all the Mondego rice fields was estimated from direct
counts.
In the most important shooting area, the Foja farm, the number of birds shot within
the study period decreased from 316 in 1993 to 87 in 1996. In other areas, similar
decreases were observed: from 61 to 6 in Vila Nova de Anços, 95 to 23 in Samuel,
and 30 to 2 in Abrunheira. The latter was particularly interesting, since the decrease
from 1993 to 1994, following the levelling of all old rice fields (60 ha), was from 30
to 7 shot birds. A similar trend was observed at Foja from 1995 to 1996, fo llowing the
levelling of the last 20 ha of old rice fields: the number of birds shot within the
observation period decreased from 179 to 87. Moreover, in the early August morning
counts of all Mondego rice fields in 1995, 1600 of the 1800 birds counted stayed in
the last 20 ha of rice fields in the Foja shooting club area that had not yet been
levelled.
The sc results suggest that the modernisation of rice fields impoverish the areas as
mallard habitats. This could be related to the loss of heterogeneity within the rice
areas: old rice fields are more variable in water depth and also vegetation cover
because they have more weeds and variable plant density and there is free water in the
middle. This results in more diversified food items (including temporal availability)
and better shelter. The results obtained through the regular January counts (Rufino
1988, 1989 a, 1990, 1991, 1992; Costa & Serra Guedes 1994) and our own counts
53
starting in January 1993 also suggest a relatively regular decrease in mallard numbers
after 1991. However, modernisation of rice fields with LASER levelling reached its
peak during 1994. It is not clear if the regulation and channelling of the Mondego
main course had some influence on mallard numbers at the beginning of the decade,
but the decrease in the total area of rice fields (8 000 ha in 1991, 7 400 in 1994 and 6
800 in 1995) could be responsible for part of the decline in mallard numbers.
DISCUSSION AND MANAGEMENT IMPLICATIONS
The values obtained for mallard body condition before the destruction of the Ínsua
refuge area were high (Folk, Hudec & Toufar 1966; Street 1975; Owen & Cook 1977;
Rodrigues unpublished). Body weight and body condition may be related to the nature
and quantity of food consumed, which is abundant in mature rice fields. Nevertheless,
the roosting area in Ínsua, which was situated very close to the fields (less than 100
m), was very important during the moulting and breeding seasons as it provided an
undisturbed place for nesting and resting and a high diversity of food items, specially
invertebrates. The availability of animal food items provided access to the high
protein foods that are needed during breeding and moulting, but these disappeared
after the destruction of Ínsua by drainage. As a consequence, adult birds showed a
larger decrease in body weight and body condition than juveniles, indicating the
importance of the refuge area during moulting (Table 3.1). This was particularly
important as the other Mondego refuge areas had poor limnological conditions, being
hyper eutrophic and having high turbidity levels, with no submerged vegetation
besides Myriophyllum aquaticum (a ditch rice field weed), and thus provided only
small amounts of animal foods.
54
The decrease in weight and body condition also probably reduced the survival rates
and breeding success of the population (Heitmeyer & Frederickson 1990; Hepp et al
1986; Street 1975; Whyte, Baldassare & Bolen 1986). This is probably one of the
reasons why the mallard counts from 1993-96 never reached the va lues of the
1988-91 counts (Figure 3.1). Local summer counts decreased from 1 000 in 1991 to
50 in 1996, revealing a drastic reduction of the use of these rice fields as a summer
feeding ground.
The counts of birds shot early in the hunting season, before the rice harvest and the
arrival of the non resident birds, clearly suggest a strong effect of the levelling of rice
fields on the number of birds shot. The numbers in Figure 3.1 probably do not reveal
all the effect of the modernisation of rice fields upon the mallard population, since the
January counts do not show the abundance of birds at the beginning of the shooting
season because it is affected by shooting mortality; eg a decrease in the number of
birds shot early in the season increases the January counts, when the population is
mainly resident.
Rice fields are a very special aquatic environment, half-way between natural and full
agro-ecosystems. They are shallow in depth, have small areas of open water, provide
excellent shelter, where abundant ve getal and animal food may provide nutritionally
as well as energetically favourable diets for mallards (Delnicki & Reinecke 1986;
Pirot, Chessel & Tamisier 1984). However, a variety of areas of different
characteristics may prove to be indispensable to provide the necessary diversity of
diet and shelter conditions for breeding, moulting and resting. For the best
55
management of mallard populations, both for shooting or conservation, a good
balance between the availability of managed refuge and feeding areas is of the utmost
importance.
3500
number of mallard
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996
Years
Total
S. Jacinto
Fig. 3.1. Results obtained in the January count of the total mallard population within
the study area (S. Jacinto, Braças Lagoon, Canal Farm, Taipal Marsh, Madriz
Marsh and Arzila Marsh). The data for S. Jacinto (Vouga basin) are also
shown separately.
ACKNOWLEDGEMENTS
The research work was funded by Junta Nacional de Investigação Científica e
Tecnológica (JNICT), through a doctoral scholarship to David Rodrigues (Programs
CIENCIA and PRAXIS XXI), by Project STRD/AGR/0038 (JNICT) and by the
56
research line 7 (Freshwater Resources and Wetland Management) of Centro de
Estudos Florestais. The authors also wish to acknowledge the co-operation of the
Instituto da Conservação da Natureza (ICN) through the Coimbra co-ordination and
through the Centro de Estudos de Protecção e Migração de Aves (CEMPA), as well as
of the Instituto Florestal, through the Direcção de Serviços de Caça and the Delegação
Florestal da Beira Litoral.
REFERENCES
Costa, L.T. & Serra Guedes, R. 1994. Contagens de Anatídeos Invernantes em
Portugal 1992/93. Estudos de Biologia e Conservação da Natureza 14. Lisbon: ICN.
Delnicki, D. & Reinecke, K. 1986. Mid-Winter food use and body weights of
Mallards and Wood Ducks in Mississippi. The Journal of Wildlife Management, 50,
43-51.
Folk, G.; Hudec, K. & Toufar, J. 1966. The weight of the Mallard, Anas
platyrhynchos and its changes in the course of the year. Zoologické Listy, 15, 249-260
Gatti, R.C. 1983. Spring and Summer age separation techniques for the Mallard. The
Journal of Wildlife Management, 47, 1054-1062.
Heitmeyer, M.E. & Fredrickson, L.H. 1990. Fatty acid composition of wintering
female mallards in relation to nutrient use. The Journal of Wildlife Management, 54,
54-61.
Hepp, G.R., Blohm, R.J.; Reynolds, R.E.; Hynes, J.E. & Nichols, J.D. 1986.
Physiological condition of Autumn- Banded Mallards and its relationship to Hunting
vulnerability. The Journal of Wildlife Management, 50, 177-183.
57
Office National de la Chasse (ONC). 1989. Le Canard Colvert. Bulhetin Mensuel de
l'Office National de la Chasse, 140, Notes Techniques, Fiche, 60.
Owen, M. & Cook, W. A. 1977. Variations in body weight, wing length and
condition of Mallard Anas platyrhynchos platyrhynchos and their relationship to
environmental changes. Journal of Zoology, London, 183, 377-395.
Pirot, J.Y.; Chessel, D. & Tamisier, A. 1984. Exploitation alimentaire des zones
humides de Camargue par cinq especes de canards de surface en hivernage et en
transit: modelation spacio-temporelle. Terre et Vie, 39, 167-192.
Rufino, R. (Comp.) 1988. Contagens de Aves Aquáticas - Jan/Fev 1988. Lisbon:
CEMPA.
Rufino, R. (Comp.) 1989 a. Contagens de Aves Aquáticas - Jan/Fev 1989. Lisbon:
CEMPA.
Rufino, R. 1989 b. Atlas das Aves que nidificam em Portugal Continental. Lisbon:
SNPRCN.
Rufino, R. (Comp.) 1990. Contagens de Aves Aquáticas - Inverno 1987 e 1990.
Lisbon: CEMPA.
Rufino, R. (Comp.) 1991. Contagens de Aves Aquáticas Invernantes - Janeiro 1991.
Estudos de Biologia e Conservação da Natureza 4. Lisbon: SNPRCN.
Rufino, R. (Comp.) 1992. Contagens de Aves Aquáticas Invernantes - Janeiro 1992.
Estudos de Biologia e Conservação da Natureza 12. Lisbon: SNPRCN.
Street, M. 1975. Seasonal changes in the diet, body weight and condition of fledged
Mallard (Anas plathyrhynchos plathyrhynchos L.) in eastern England. Proceedings of
the XII Congress of the International Union of Game Biologists, 339-347. Lisbon:
IUGB.
58
Svensson, L. 1975. Identification Guide to European Passerines. Stockholm:
published by the author.
Whyte, R.J. & Bolen, E.G. 1985. Variation in Mallard digestive organs during
Winter. The Journal of Wildlife Management, 49, 1037-1040.
Whyte, R.J., Baldassarre, B.A. & Bolen, E.G. 1986. Winter Condition of Mallards
on the southern High Plains of Texas. The Journal of Wildlife Management, 50,
52-57.
59
Capítulo 4
Rodrigues, D., Figueiredo, M. & Fabião, A. Submetido. Mallard Anas
platyrhynchos summer diet on Central Portugal rice-fields: implications on
rice harvest and Mallard management. Game and Wildlife.
60
4. MALLARD ANAS PLATYRHYNCHOS SUMMER DIET ON CENTRAL
PORTUGAL RICE-FIELDS: IMPLICATIONS ON RICE HARVEST AND
MALLARD MANAGEMENT
D. RODRIGUES(*), M. FIGUEIREDO and A. FABIÃO
Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, 1349-017 LISBOA,
PORTUGAL.
(*) Present address, Departamento Florestal, Escola Superior Agrária de Coimbra,
3040-316 COIMBRA, PORTUGAL, e-mail: [email protected]
Key-words: Mallard, Anas platyrhynchos, summer diet, rice- fields, manage ment,
Central Portugal
Abstract
Rice fields are the preferential feeding areas of Mallard Anas platyrhynchos in Central
Portugal. Rice consumption by mallards prior to its’ harvest generates conflicts
between farmers and waterfowl managers. We analysed the Mallard diet on rice fields
before rice harvest and quantified the impact that Mallard rice consumption had on
rice production. A sample of 131 oesophagus (including proventriculus) was obtained
from mallards shot by hunters, from 15th August to late September, in the main
feeding area of lower Mondego population. Point counts were performed to estimate
the numbers of birds using the area and the total local population. The observed diet,
from 52 stomachs containing food, was mainly composed by rice (51.2%, dry-weight)
and rice weed seeds. However, animal items represented 25.1% of the diet
(dry-weight), being fish the most important component (15.7%). Based on the diet
61
composition, each Mallard needed to ingest 92.1g of food daily (dry-weight), of
which 47.2g of rice, to meet its energetic needs. The estimated Mallard population
using the area was 1600 ducks which would consume 0.189% of the minimum rice
production of the area (4000 kg/ha). The decrease on rice production caused by
Mallard was overall economically unimportant during the summer, being compatible
the existence of mallards on rice-fields with rice-production.
I. INTRODUCTION
The Mallard Anas platyrhynchos L. is an opportunistic omnivore with regard
to diet and feeding methods (CRAMP and SIMMONS, 1977), although much of this
variation is related to its nutritional requirements (PEHRSSON, 1984). It regularly
feeds on agricultural land throughout the year and its’ abundance is positively
correlated with grain and seed abundance, as well as with their nutritional quality
(PIROT et al., 1984).
In Central Portugal, Mallard uses rice Oryza sativa L. fields as the preferred
feeding areas (RODRIGUES and FERREIRA, 1993; RODRIGUES and FABIÃO,
1997). Traditional rice fields had low depths, small surfaces of water, and excellent
shelter conditions. Abundant vegetal and animal food provided nutritionally as well as
energetically favourable diets during a large period. Modern rice fields lost nearly all
this qualities, especially as a result of LASER field levelling and high use of
herbicides and animal pesticides (RODRIGUES and FABIÃO, 1997). In addition, the
total rice field area of the Mondego River Lowlands decreased from 8000 ha in 1991
to 5700 ha in 1999, which represents a decrease of ca. 30% (RODRIGUES and
FABIÃO, 1997; Regional Agricultural Services unpublished data). Within this
scenario, local Mallard management for shooting or conservancy purposes must
62
consider the active management of rice-fields (e.g. ELPHICK and ORING, 1998) in
order to maintain the existing stocks. However, rice consumption by mallards prior to
its’ harvest generates a latent conflict between farmers and waterfowl managers,
generally resulting in the non- management of rice- fields for waterfowl proposes even
after rice harvest.
This paper reports on the Mallard diet on rice fields before rice harvest. It
quantifies the damage to rice production by direct rice consumption, assessing the size
of the local Mallard population and its energetic needs, and compares it to the local
production of rice.
II. MATERIAL AND METHODS
II.1. STUDY AREA
The study was carried out in an area of 600 ha of rice- fields at Foja Farm, in
the lower Mondego River Basin (Central Portugal; 40º12’N, 08º44’W). Lusitanian
oak Quercus faginea occurred frequently on the shores of the rice field ditches. This
area was the main feeding ground for the resident Mallard population of the Mondego
River Lowlands. In Portugal the shooting season for ducks starts on 15th August and
closes at the end of January. Rice seeds generally start to grow during the first 2
weeks of August and rice harvest usually occurs in late September / early October
(based in field observation), with minimum rice productions of 4000 kg/ha and means
of usually more than 6000 kg/ha (Regional Agricultural Services, unpublished data).
II.2. POPULATION ESTIMATION
Point counts (POYSA and NUMMI, 1992) were performed, just prior to the
beginning of the open seasons of 1993 to 1999, to estimate the total Mallard
63
population of Mondego Lowlands and the numbers of these that used the studied rice
fields.
II.3. DIET DETERMINATION
A sample of 131 Mallard oesophagus (including proventriculus) was extracted
from shot birds obtained from Foja Farm shooting club members, between 15th
August to late September of 1993, 1994 and 1995. From 1996 to 1999 no samples
were collected since shooters were not so cooperative as before, due to the low
shooting success along those years. Immediately after collection, each oesophagus
was injected with 2 ml of formalin and then frozen in the laboratory, since some food
items were known to be more prone to digestion then others (MALONE, 1965;
SWANSON and BARTONEK, 1970).
Plant
material
was
identified
to
the
species
level
according
to
VASCONCELLOS (1958), COMELLES (1985) and a reference collection at the
Herbarium of Instituto Superior de Agronomia. Animal material was identified
following CASTEJÓN (1982), CHINERY (1984) and DETHIER (1986). The volume
of each food item was obtained by liquid displacement after removal of the external
moisture by a filter paper. Dry mass was obtained after oven-drying for 48 hours at
70ºC. Food items comprising less than 0.05g dry weight and 0.5 ml volume were
considered traces and not used in the diet determination. Diet contents were
summarised as frequency of occurrence, mean volume and weight percentage,
following KORSCHGEN (1971). Aggregated percentages were used for volumes and
weights to minimise bias caused by preferences of individual birds for a particular
food (SWANSON et al., 1974).
64
II.4. RICE DAMAGE ESTIMATION
The daily food intake required to meet the daily energetic needs of a Mallard
in temperate conditions (i.e. 294 kcal, after SUDGEN, 1979), was calculated based
upon the metabolisable energy of each food item and the estimated dry weight content
of each item in the diet. Metabolisable energy of the dominant elements in the diet
were estimated as 3.3 kcal/g for rice (REINECKE et al., 1989), 2.5 kcal/g for seeds of
rice weeds (PAYNE, 1992) and 3.5 kcal/g for oak acorns and animals (REINECKE et
al., 1989). To estimate the potential total consumption of rice, we assumed that ducks
fed for 60 days between minimum rice seed formation and harvest. We multiplied the
rice daily ingested per duck, based on the observed diet, by the number of ducks using
the area and by 60 days of possible ingestion. The obtained value was related to the
total rice minimum production for the area (4000 kg/ha multiplied by 600 ha).
III. RESULTS
III.1. POPULATION ESTIMATION
We only managed to obtain a representative estimate of the total Mallard
population of Mondego Lowlands in August 1997 and it amounted to 3000 ducks.
Total summer counts were difficult to perform because during this period the fresh
water marshes used as refuge areas had low water levels and were over-occupied with
grown vegetation (mainly Phragmites australis), so birds were reluctant to fly when
flushed.
Ducks usually went to feeding grounds only during the night (RODRIGUES
and FABIÃO, 1997; D. Rodrigues unpublished data), which resulted on the
impossibility to count mallards that were using a feeding area daily. In some
occasions, before the shooting season, some birds fed in the feeding grounds during
65
the day but these hardly would represent the total amount of ducks using the area on a
daily basis. However, prior to the shooting season of 1995/1996, mallards used the
study area also as a refuge, being there all day and allowing an estimate of about 1600
birds using the study area.
III.2. DIET DETERMINATION
Only 52 stomachs contained enough food to be considered for this study. The
Mallard summer diet consisted mainly of seeds of rice and rice weeds (Table 4.1).
Rice represented half of the total of food intake. In addition to plant species identified
on Table 4.1, traces of Lemna spp., seeds of Scirpus spp., Ranunculus spp. and
Romulea spp. were also identified. Animal material also was ingested frequently and
in a significant proportion, especially fish (mainly Gambusia holbrooki and only few
small carps, Cyprinus carpio). Mallards also ingested significant amounts of
Procambarus clarkii (a local rice- field pest), Pulmunata (Physa), Artropoda
(including several forms of Coleoptera, Hemiptera, Odonata, Diptera and
Neuroptera), and Amphibians (larvae and adults of Salamandridae and Anura).
III.3. RICE DAMAGE ESTIMATION
Based on the observed diet, each Mallard needed to ingest 92.1g of food daily (dry
weights), of which 47.2g of rice, to meet its energetic needs. The resulting decrease
on rice production would be of 0.189%, assuming that the1600 birds used the area all
the 60 days.
66
IV. DISCUSSION
Rice dominated the diet of mallards in this study since it was the most
abundant and nutritional seed (LOESCH and KAMINSKI, 1989). However they also
consumed significant amounts of other seeds such as those of rice weeds and oak
acorns. Many animal items were taken, especially fish. Foja Farm rice fields were
flooded with water from a river through ditches, which also were used for drainage.
Just prior to and during the study period the rice fields were drained and water levels
in the ditches were kept low, concentrating animal preys in the remaining water and
making them more available to Mallard. These high protein content foods (and
calcium-rich in the case of Physa) potentially offset the naturally low protein content
of most seeds and also could reduce the lead poisoning risk. In the study area there
was a significant ingestion rate of lead pellets (D. Rodrigues, unpublished data), and a
high protein and calcium diet potentially reduces lead poisoning risk (MAUVAIS,
1993).
The decrease of rice production caused by Mallard was overall economically
unimportant during the summer. Indeed, consumption rates should be considered
overestimates, since they did not consider shooting mortality and were based upon
minimum crop production values. In Portugal, Mallard populations are mainly
resident (RODRIGUES et al., 2000) and the mortality rates during the first shooting
days were high. The total lower Mondego Mallard population decreased to a total
estimated amount of 1100-1200 birds during mid-September (D. Rodrigues,
unpublished data). In addition, SHEELEY and SMITH (1989) found that diets based
on hunter-killed ducks may overemphasise the importance of agricultural grains in
waterfowl diets, which could be the case of the present study. Even if we considered
our sample non-representative, due to the high percentage of empty stomachs, and
67
assumed that mallards only consumed rice (84g per day), the overall reduction of the
local rice production would be of only 0.34%. Mallard consumption of rice weed
seeds and potential animal pests could even contribute to increase the crop
production. However, local high concentrations of mallards in specific areas may
have greater potential impact within those areas.
As the estimated decrease on rice production caused by Mallard was
economically unimportant, it seems reasonable to conclude that the existence of
mallards on rice- fields is compatible with rice production. In this way there are no
reasons for conflicts between farmers and waterfowl managers, and the management
of rice fields for waterfowl after rice harvest can even generate mutual benefits for
rice growers and waterfowl (e.g. BIRD, PETTYGROVE and EADIE, 2000).
However, the reduction of rice area and the impoverishment of rice fields as feeding
habitat for Mallard in the last few years (RODRIGUES and FABIÃO, 1997)
decreased food diversity and availability (i.e. shortened the period of availability and
decreased species richness and total available amounts). Therefore, the active
management of rice fields during the period of rice production, in order to mitigate
that food shortage and maintain the existing local Mallard stocks, seems to be
recommendable. This would be probably accomplished by the reduction in the use of
animal pesticides and herbicides, allowing an increase in the availability of
invertebrates and seeds of rice weeds, which mature earlier than rice seeds. There
would be a real risk that this type of management techniques contributed to a decrease
of rice production, reducing the above mentioned compatibility between rice farming
and waterfowl management in Mondego Lowlands. The farmers might be
compensated for that production loss, but the sustainability of such a management
method is obviously discussible. As an alternative, waterfowl managers could find
68
their own areas of rice- fields to implement such measures. Management techniques of
that type, as well as other management options and techniques to conciliate rice
production with the maintenance of Mallard feeding habitat, should be tested to
evaluate their effect in rice production and bird population. In addition, a careful
management and conservation of Mallard refuge areas, within natural and
semi- natural wetlands of this region, is of utmost importance to guarantee the
sustainability of the Mallard local population (RODRIGUES and FABIÃO, 1997).
ACKNOWLEDGEMENTS
The research work was funded within projects STRD/AGR/0038 (Junta
Nacional de Investigação Científica e Tecnológica, Lisbon), PAMAF 4031 (Instituto
Nacional de Investigação Agrária, Lisbon) and Freshwater Resources and Wetland
Management research line of Centro de Estudos Florestais, Lisbon. David Rodrigues
was funded through a doctoral scholarship (Programs CIENCIA and PRAXIS XXI).
We also wish to acknowledge the help of Teresa Vasconcellos (Instituto Superior de
Agronomia) during the identification of plant materials and Paulo Tenreiro (Instituto
da Conservação da Natureza) during the fieldwork.
REFERENCES
BIRD J.A., PETTYGROVE G.S. and EADIE J.M. (2000) - The impact of waterfowl
foraging on the decomposition of rice straw: mutual benefits for rice growers
and waterfowl. J. Appl. Ecol., 54: 728-741
CASTEJÓN L.G. (1982) - Vertebrados Ibericos, 2 - Anfibios. Imprenta Sevillana,
Sevilha.
69
CHINERY M. (1984) - Guía de Campo de los Insectos de España y de Europa.
Ediciones Omega, Barcelona.
COMELLES M. (1985) - Clave de identificación de las especies de carófitos de la
Península Ibérica. Asociación Española de Limnología, Madrid.
CRAMP S. and SIMMONS K.E.L. (1977) - The birds of Western Paleartic. Vol. 1.
Oxford University Press, Oxford.
DETHIER M. (1986) - Introducion Pratique à la Systematique des Organismes des
Eaux Continentales Françaises - Heteroptéres Aquatices e Ripicoles. Bulletin de
la Societé Linéenne de Lyon, 54: Vols. 1-6 and 10.
ELPHICK C.S. and ORING L.W. (1998) - Winter Management of Californian rice
fields for waterbirds. J. Appl. Ecol., 35: 95-108.
KORSCHGEN L.J. (1971) - Procedures for Foods-Habits Analysis. In: Wildlife
Management Techniques, R.H. GILES ed.: 233-250. The Wildlife Society,
Washington.
LOESCH C.R. and KAMINSKI R.M. (1989) - Winter body-weight patterns of female
mallards fed agricultural seeds. J. Wildl. Manage., 53: 1081-1087.
MALONE C.R. (1965) - Dispersal of plankton: rate of food passage in Mallard ducks.
J. Wildl. Manage., 29: 529-533.
MAUVAIS G. (1993) - Saturnisme des anatidés: Caractéristiques de l’intoxication.
Bulletin Mensuel O.N.C., 175: 19-30.
PAYNE N.F. (1992) - Techniques for wildlife habitat management of wetlands.
McGraw-Hill, New York.
PEHRSSON O. (1984) - Relationships of food to spatial and temporal breeding
strategies of Mallards in Sweden. J. Wildl. Manage., 48: 322-339.
70
PIROT J.Y., CHESSEL D. and TAMISIER, A. (1984) - Exploitation alimentaire des
zones humides de Camargue par cinq especes de canards de surface en
hivernage et en transit: modelisation spatio-temporelle. Terre et Vie, 39: 167192.
POYSA H. and NUMMI P. (1992) - Comparing two methods of data collection in
waterfowl habitat use counts. Bird Study, 39: 124-131.
REINECKE K.J., KAMINSKI R.M., MOORHEAD D.J., HODGES J.D. and
NASSAR, J.R. (1989) - Mississipi Alluvial Valley. In: Habitat management for
migrating and wintering waterfowl in North America, L.M. SMITH, R.L.
PEDERSON and R.M. KAMINSKI, eds:. 203-247. Texas Technical University
Press, Lubbock.
RODRIGUES D. and FABIÃO A. (1997) - Loss and change of habitat and possible
effects on mallard populations of Mondego and Vouga river basins. In: Effects
of Habitat Loss and Cha nge on Waterbirds. J.B. GOSS-CUSTARD, R.
RUFINO and A.S. Luís, eds.: 127-130. ITE Symposium no. 30/ Wetlands
International Publication 42, London.
RODRIGUES D.J.C., FABIÃO A.M.D., FIGUEIREDO M.E.M.A. and TENREIRO
P.J.Q. (2000) - Migratory status and movements of the Portuguese Mallard
(Anas platyrhynchos). Vogelwarte, 40: 292-297.
RODRIGUES D. and FERREIRA M.T. (1993) - Summer food and body condition of
Mallards (Anas platyrhyncos L.) in River Mondego Lowlands. Doñana Acta
Vertebrata, 20: 87-94.
SUGDEN L.G. (1979) - Grain consumption by Mallards. Wild. Soc. Bull., 7: 35-39.
SHEELEY D.G. and SMITH L.M. (1989) - Test of diet and condition bias in hunterkilled Northern Pintails. J. Wildl. Manage., 53: 765-769.
71
SWANSON G.A. and BARTONEK J.C. (1970) - Bias associated with food analysis
in gizzards of Blue-winged Teal. J. Wildl. Manage., 34: 739-746.
SWANSON G.A., KRAPU G.L., BARTONEK J.R., SERIE J.R. and JOHNSON
D.H. (1974) - Advantages in mathematically weighting waterfowl food habits
data. J. Wildl. Manage., 38: 302-307.
VASCONCELLOS J.C. (1958) - Sementes estranhas do Arroz. Secretaria de Estado
da Agricultura, Lisboa.
72
Table 4.1. Mallard summer diet in Foja Farm rice- fields (frequency of occurrence,
aggregated percentages of volume and weight).
Occurr.
Volume
Weight
Plant Total
80.8
72.7
74.9
Rice
59.6
49.9
51.2
Paspalum paspalodes
9.6
3.7
3.9
Glyceria declinata
9.6
5.6
5.4
Digitaria sanguinalis
11.5
9.8
10.2
Chara canescens
1.9
0.9
0.9
Quercus faginea
3.8
2.7
3.2
Animal Total
50.0
27.3
25.1
Fish
25.0
17.7
15.7
Procambarus clarkii
15.4
5.1
4.3
Physa sp.
9.6
2.3
2.3
Amphibians
7.7
0.4
0.6
Artropoda
25.0
1.9
2.3
73
Capítulo 5
Rodrigues, D., Figueiredo, M. & Fabião, A. Submetido. Mallard Lead Poisoning
Risk in Central Portugal. Wildfowl.
74
5. MALLARD LEAD POISONING RISK IN CENTRAL PORTUGAL
DAVID C. RODRIGUES 1 , MARIA E. FIGUEIREDO and ANTÓNIO FABIÃO
Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, 1349-017 LISBOA,
PORTUGAL
1
Present address: Departamento Florestal, Escola Superior Agrária de Coimbra,
3040-316 COIMBRA, PORTUGAL
Abstract
Lead pellet ingestion rate by Mallards of Central Portugal ranged from 3.5 to
11.5%, depending on the studied areas and periods, being 99 the highest number of
lead pellets detected in one single gizzard.
On rice-fields lead poisoning risk seems to increase with the running of the
shooting season, through the accumulation of lead pellets on land surface, since
ingested lead pellets were only detected after 7 September.
Livers analysed showed Lead concentrations indicating abnormal and acute
exposure to Lead contamination which should had resulted in the indirect and direct
cause of death of the birds found dead.
Portuguese authorities should implement, as soon as possible, measures
concerning the replacement of lead pellets by alternative non-toxic materials, since
this study proved that lead poisoning is a cause of waterfowl mortality also in
Portugal.
Key words: Lead poisoning risk, Mallard, Anas platyrhynchos, Central Portugal, rice
fields
75
Introduction
Lead poisoning on Anatidae was recognised more than a century ago (Grinnell
1894) and is documented in, at least, 21 countries. It was estimated to result in the
death of 1.4-2.6 million waterfowl annually in the Unites States of America (Bellrose
1959) and it is also known to induce sub-lethal physiological effects concerning
neurological and immunity malfunctions (Dieter & Finley 1978, Rocke & Samuel
1991, Mauvais 1993).
The risk of bird lead poisoning has been assessed by the rate of ingestion (Ti)
of lead pellets observed in the gizzard (Schricke & Lefranc 1994), through visual or
X-ray observation. The simple visual analysis only detects ca. 65% of the lead pellets
observed by X-rays (Pain & Eon 1993). More than 90% of the ingested lead pellets
are eroded or travel through the digestive system within 3 weeks after being ingested.
Therefore, the evaluation of blood lead concentration is more accurate than visual
observation or X-ray detection, because blood lead levels stay high during 2-3 months
after lead ingestion (Dieter & Finley 1978). The liver is an accumulating tissue of this
heavy metal, so liver lead concentration analysis gives an adequate complement to
blood analysis, for the assessment of lead poisoning. However, as blood and liver lead
analysis are expensive, generally Ti is accepted to be a good indicator of lead
poisoning risk (e.g. Shricke & Lefranc 1994).
The surveys on Anatidae lead poisoning in USA induced the ban of lead for
shooting to all waterfowl species in 1991. Since than, hunting in wetlands can only be
performed using steel pellets or other non-toxic material. European lead poisoning
studies in waterfowl (e.g. Clausen & Wolstrup 1979, Mudge 1983) have also
persuaded some countries to ban lead in waterfowl hunting (e.g. Norway in 1991).
76
In Portugal this subject is still poorly studied, although Rodrigues (1998)
published some results that showed a Ti of 5.3% in mallards shot in rice fields of
Mondego Lowlands during late August. Nevertheless, as lead poisoned birds are
difficult to observe by hunters and ecologists (e.g. Pain 1991), who seem to have
never noticed the problem, Portuguese authorities still do not have opinion about the
issue and seem to be waiting for a EEC directive concerning it to legislate.
The objective of this study was to estimate the occurrence of lead poisoning in
waterfowl of Central Portugal, characterising the lead poisoning risk in Mallard – the
most important waterfowl quarry species – by determining the rate of ingestion.
Methods
The studied Mallard populations were those occurring in wetlands of central
Portugal, i.e. in Mondego Lowlands and Vouga Lowlands (Rodrigues & Fabião
1997), being both mainly resident (Rodrigues et al. 2000).
Ti was determined by visual observation of the gizzards sampled, according to
the methodology described by Pain & Eon (1993). In Mondego Lowlands sampling
was performed in Foja Farm rice- fields (600 ha), situated in Mondego River lower
course (40º12’N, 08º44’W). Those rice- fields are the main feeding area for the local
Mallard population. The gizzards were extracted from shot mallards obtained from
Foja Farm shooting club members, mostly from 15th August to late September of
1993, 1994 and 1995. From 1996 to 1999 the samples were not collected since
hunters were not so collaborative as before, as a result of the low shooting success
along those years. This also was the main reason for the low sample collection from
October to January of the seasons 1993/94 to 1995/96.
77
In Vouga Lowlands, gizzards were extracted from mallards shot mostly on
rice- fields by local hunters, and from dead mallards found in S. Jacinto Dunes Natural
Reserve (40º 40’N, 08º 45’W), which is the only refuge in this study area (Rodrigues
& Fabião 1997). The determination of liver lead concentration was performed on 2
birds found dead at the refuge area, one in November of 1998, without signs of
possible predation and with very low body mass that suggested lead poisoning, and
another predated by an Accipiter gentilis in October 1999. Lead concentration was
determined by flame atomic absorption spectrophotometry at the National Veterinary
Research Laboratory (Lisbon).
Results
In Foja Farm 131 gizzards were collected between 1993 and 1995, with a
resulting Ti of 4.6%. However, if only considering the 52 gizzards sampled after
September 7 (date of first occurrence of a lead pellet in a gizzard, along the sampling
period) the calculated Ti would be 11.5%. A maximum of 99 lead pellets in one single
gizzard was observed, followed by another one containing 52 pellets, two with 2
pellets and another two with 1 pellet. Another 9 gizzards (6.9%) contained lead pellets
as the result of the charge that killed the bird, since there were entry holes in the
gizzards and pellets were not eroded (Mudge 1983).
In Vouga Lowlands we collected 55 gizzards from hunter-shot birds, all of
them obtained between August and early September (1993 to 1999). Gizzards also
were collected from the 2 birds found dead at S. Jacinto. Only these 2 gizzards had
lead pellets, which resulted in an overall Ti of 3.5% for Vouga Lowlands. The liver of
the mallard found dead with signs of possible lead poisoning, had a lead concentration
of 50 mg/kg (dry weight), which represented 2.5 times the toxic level – 20 mg/kg
78
(Pain et al. 1993), and the bird had 6 lead pellets in the gizzard. The other bird found
dead, killed by an Accipiter gentilis, had one lead pellet in the gizzard and a liver lead
concentration of 7.2 mg/kg, which confirmed the abnormal exposure to Lead
contamination (Mateo et al. 1994).
Discussion
Lead poisoning in Mallards of Central Portugal was confirmed, suggesting
that it also may be an important cause of death in Portuguese waterfowl. Dieter &
Finley (1979) concluded that the ingestion of only one lead pellet caused irreversible
brain damages on ducks. Bellrose (1959) suggested that a duck that also had ingested
only one lead pellet had a probability 1.5 to 2.3 times higher to be shoot by hunters
and could even die directly by lead poisoning. This study suggests that this increased
vulnerability, as a result of the ingestion of only one lead pellet, should also be
extended to the vulnerability to duck natural predators.
Mateo et al. (2000) showed that ducks feeding on rice are more prone to ingest
lead pellets confusing it with grit. However, on rice- fields lead poisoning risk seems
to increase with the running of the shooting season, through the accumulation of lead
pellets on the land surface (ingested lead pellets only were detected after 7
September). The soil mobilisation for preparation of seeding seems to reduce lead
pellet concentration and the availability of those pellets over the soil surface, as
concluded by Fredrickson et al. (1977). Probably the Ti could be higher if more
samples were obtained from late Autumn and Winter, but this needs further research.
If the increase on the availability of lead pellets on rice fields along the shooting
season will be confirmed, that also could mean that in natural wetlands lead poisoning
risk should be higher than that obtained in this study, since its bottom is not regularly
79
mobilised. This could also be true for the small reservoirs that are abundant in the
south of Portugal, where most duck shooting usually occurs. The possible increasing
concentration of lead pellets in the soil surface of rice fields along the shooting season
also suggests that comparison of results from lead poisoning studies in this habitat
should be cautious. Dates of sample collection are rarely referred with detail in this
type of studies, which means that comparisons may be made between different
periods with different availability of lead pellets over the surface. Results from Vouga
Lowlands seem to confirm this, since no lead pellets were found in samples collected
on August and September, but also rise other possible bias factor. Unlike in Mondego
Lowlands, the refuge area has a sandy bottom and abundant and diversified food
items available during August and September. This induces ducks to feed in the
refuge area, ingesting large amounts of grit there (confirmed in the faeces of the birds
trapped on place). This should increase the amount of grit ingested and its turnover
rate during this period, reducing the probability of detecting lead pellets in gizzards
(Mateo & Guitart, 2000).
Measures concerning the replacement of lead pellets by alternative non-toxic
materials should be prepared as soon as possible by national authorities. The previous
international experience on that replacement indicates that lead poisoning continues to
occur through a long period after the ban of lead (Anderson et al. 2000), because lead
pellet availability in nature continues for decades (Mateo et al. 1998). Lead poisoning
proved to be a world-wild mortality factor for Anatidae and othe r aquatic birds and
even for more vulnerable species like raptors (e.g. Pain et al. 1993). As expected, the
present study seems to prove that it also is of great concern in the wetlands of Central
Portugal.
80
Acknowledgements
The research work was funded by Junta Nacional de Investigação Científica e
Tecnológica (JNICT, Lisbon), through a doctoral scholarship to David Rodrigues
(Programs CIENCIA and PRAXIS XXI), by Project STRD/AGR/0038 (JNICT,
Lisbon), Project PAMAF 4031 (Instituto Nacional de Investigação Agrária, Lisbon)
and the research line Freshwater Resources and Wetland Management of Centro de
Estudos Florestais (Instituto Superior de Agronomia, Lisbon). The authors also wish
to acknowledge the co-operation of the Foja farm shooting club members, as well as
all the other hunters that collaborated in sample collection. The field assistance of P.
Tenreiro and A. Brardo (Instituto de Conservação da Natureza, Coimbra) is gratefully
acknowledged.
References
Anderson, W.L., Havera, S.P. & Zercher, B.W. 2000. Ingestion of Lead and nontoxic
shotgun pellets by ducks in the Mississippi Flyway. J. Wildl. Manage. 64:
848-857.
Bellrose, F.C. 1959. Lead poisoning as a mortality factor in waterfowl populations.
Ill. Natl. Hist. Surv. Bull. 27: 235-288.
Clausen, B. & Wolstrup, C. 1979. Lead Poisoning in Game from Denmark. Danish
Review of Game Biology 11: 1-22.
Dieter, M.P. & Finley, M.T. 1978. Erythrocyte δ-Aminolevulinic Acid Dehydratase
activity in Mallard Ducks: duration of inhibition after lead shot dosage. J. Wildl.
Manage. 42: 621-625.
Dieter, M.P. & Finley, M.T. 1979. δ-Aminolevulinic Acid Dehydratase activity in
blood, brain and liver of lead-dosed ducks. Environ. Res. 19: 127-135.
81
Fredrickson, L.H., Baskett, T.S., Brakhage, G.K. & Cravens, V.C. 1977. Evaluating
cultivation near duck blinds to reduce lead poisoning hazard. J. Wildl. Manage.
41: 624-631.
Grinnell, G.B. 1894. Lead poisoning. Forest & Stream 42: 117-118.
Mateo, R., Belliure, J., Dolz, J.C., Serrano, J.M.A. & Guitart, R. 1998. High
Prevalences of Lead Poisoning in Wintering Waterfowl in Spain. Arch. Environ.
Contam. Toxicol. 35: 342-347.
Mateo, R. & Guitart, R. 2000. The effects of grit supplementation and feed type on
steel-shot ingestion in mallards. Preventive Veterinary Medicine 44: 221-229.
Mateo, R., Guitart, R. & Green, A.J. 2000. Determinants of lead shot, rice and grit
ingestion in ducks and coots. J. Wildl. Manage. 64: 939-947.
Mateo, R., Martínez-Vilalta, A. & Guitart, R. 1994. Lead shot pellets in the Ebro
Delta, Spain: densities in the sediments and prevalence of exposure in
waterfowl. Arch. Environmental Pollution 96: 335-341.
Mauvais, G. 1993. Saturnisme des anatidés: Caractéristiques de l’intoxication.
Bulletin Mensuel O.N.C. 175: 19-30.
Mudge, G.P. 1983. The Incidence and Significance of Ingested lead Pellet Poisoning
in British Wildfowl. Biological Conservation 27: 333-372.
Pain, D.J., 1991. Why are lead-poisoned waterfowl rarely seen?: the disappearance of
waterfowl carcasses in the Camargue, France. Wildfowl 42: 118-122.
Pain, D.J. & Eon, L. 1993. Methods of investigating the presence of ingested lead shot
in waterfowl gizzards: an improved visual technique. Wildfowl 44: 184-187.
Pain, D.J., Amiard-Triquet, A., Bavoux, C., Burneleau, G., Eon, L. &
Nicolau-Guillaumet, P. 1993. Lead poisoning in wild populations of Marsh
82
Harriers Circus aeruginosus in the Camargue and Charente- maritime, France.
Ibis 135: 379-386.
Rocke, T.E. & Samuel, M.D. 1991. Effects of lead shot ingestion on selected cells of
the Mallard immune system. J. Wildl. Diseases 27: 1-9.
Rodrigues, D. & Fabião, A. 1997. Loss and change of habitat and possible effects on
mallard populations of Mondego and Vouga river basins. Pages 127-130 in
Goss-Custard, J.B., R. Rufino & A.S. Luís (Eds.). Effects of Loss and Change
on Waterbirds. ITE Symposium no. 30/ Wetlands International Publication 42.
The Stationery Office, London.
Rodrigues, D.J.C. 1998. Summer diet and lead poisoning risk of Mallard (Anas
platyrhynchos) in Canal Farm rice- fields. Airo 9: 33-40 (in Portuguese with
English summary).
Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D., Figueiredo, M.E.M.A. & Tenreiro, P.J.Q. 2000.
Migratory
status
and
movements
of
the
Portuguese
Mallard
(Anas
platyrhynchos). Vogelwarte 40: 292-297.
Schricke, V. & Lefranc, H. 1994. Enquête sur le saturnisme des anatidés en France
métropolitaine. Bilan de la saison 1992/1993. Bulletin Mensuel O.N.C. 192:
2-15.
83
Capítulo 6
Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D. & Figueiredo, M.E.M.A. In press. The use of
nasal markers for monitoring mallard populations. Proceedings of the 2nd
International Wildlife Management Congress. The Wildlife Society,
Hungary.
84
6. THE USE OF NASAL MARKERS FOR MONITORING MALLARD
POPULATIONS
David J.C. Rodrigues, Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia,
1349-017 LISBOA, PORTUGAL, Ph: (351) 212742315; Fax: (351)
21345000; Email:[email protected]
António M.D. Fabião, Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia,
1349-017 LISBOA, PORTUGAL, Ph: (351) 213602088; Fax: (351) 21345000
Maria E.M.A. Figueiredo, Departamento de Engenharia Florestal, Instituto Superior
de Agronomia, 1349-017 LISBOA, PORTUGAL, Ph: (351) 212742315; Fax:
(351) 21345000
Abstract: We discuss the advantages and limitations of alphanumerical coded nasal
markers used for monitoring resident mallard (Anas platyrhynchos) populations. We
tested two designs of nasal saddles, various colours, PVC tape of 2 thickness and
rubber tape. The rectangular nasal saddle could disturb birds during feeding, so we
changed it to a more anatomic design. PVC saddles can be used for studies lasting less
than 3 years, but tapes with large thickness should be used. Rubber tape markers
should be used for longer studies and are expected to last more than 5 years. The
alphanumerical code was best read on markers of light colours, especially on white
during periods of bad light conditions like at dusk. Nasal markers seemed not to affect
birds’ health, behaviour or pairing success. The use of alphanumerical coded nasal
markers was an efficient method of marking mallards for monitoring populations of
small wetlands with good visibility and for relatively short study periods. On larger
85
wetlands, places with bad visibility or long study periods a previous evaluation of its
adequacy to the study purposes must be performed.
Key Words: nasal markers, nasal saddles, mallard, Anas platyrhynchos, advantages,
limitations
Studies on bird survival, migration and other aspects of population ecology
usually impose individual marking of animals. Ringing is the most used marking
technique of birds and traditional waterfowl survival studies rely on it (e.g. Chu and
Hestebeck 1989). However, several project limitations (budget, study period,
reporting rates and natural conditions) can seriously reduce the expected results. On
those cases visual markers tend to be used, increasing recapture probabilities.
The aim of this paper is to describe the experience obtained during a 5 years
period with nasal saddles, the observed advantages and limitations, and some tested
improvements.
Methods
During the summer of 1993 we had to start marking mallards from Central
Portugal to study their survival rates and movements. Several visual markers could be
used but after a revision of the available alternatives and of their potential effects on
birds (Calvo and Furness 1992), we decided to use nasal saddles. This kind of mark
was used since the sixties on North American studies (Sudgen and Poston 1964).
We wanted to colour code at least 3 capture areas and we expected large
numbers of captures. Nasal saddles with alpha- numerical code, with one or two digits,
allowed more then 1000 combinations for each marker colour, but washers of nasal
86
saddles were also colour coded increasing the total number of combinations for each
area (each saddle colour base).
In order to minimise the possible negative effects of nasal saddles on birds we
selected the lightest possible model. A rectangular (2 cm x 5 cm) nasal saddle
(hereafter the rectangular saddle), based on those of Sudgen and Poston (1964),
allowing the use of codes 12 to 18 mm high was the first to be used. It was done with
soft PVC tape with 0.3 mm of thickness and weighted 0.36 g. We found this material
on manufactories of covers, e.g. for truck trailers. After few months of marking we
noticed that the tape tended to become curve at the corners near the far extremity of
the bill. Because we suspected that it could affect feeding behaviour, we changed to a
more anatomically design based on those of Greenwood (1977) (hereafter the
Greenwood saddle). This saddle, made of the same PVC tape with dimensions of 2.4
cm x 5 cm x .03 mm (saddle weight of 0.43 g), allowed similar dimensions of the
alpha-numerical codes. In both cases we used 1.6 mm nylon attachment pins and 1 cm
circle washers made of PVC tape. The marker was fitted to the duck bill in a similar
way to that described by Sudgen and Poston (1964).
After the first 2 years of the study it was decided that fieldwork would last for
more 3 years than initially expected, within a new research project. We changed to
using Greenwood with a thicker PVC tape (0.6 mm thickness, saddle weight of 0.93
g) in order to increase the life of the markers (hereafter the PVC saddle). After the
summer of 1998, we also used rubber tape (1mm thick, saddle weight 1.8 g) found at
pneumatic boat manufactories (hereafter the rubber saddle). Black codes on PVC tape
markers were usually written by hand using special pens (used to write on cattle
plastic earrings) or hand painted with ink for PVC. Pen ink penetrated on the tape and
was not eroded, but tended to become fade. Painted codes were more visible but
87
tended to be eroded with time. The best compromise was to write the codes twice with
the pens and than painting over them. We did not use washers on rubber saddles.
Colour codes of washers were difficult to see at long distances and old nasal saddles
tended to stay attached to bills longer than desired because of the washers. Washers
were the only part of the nasal saddle that could accumulate vegetative material. Ink
used on rubber tape tended to be eroded with time, so we decided to engrave codes
with the help of a mini hand-drill. Mechanical engravers used for hard materials (like
those of colour rings) did not worked on soft materials like rubber tape. After
engraved, codes were painted with black rubber ink.
The used colours were white, yellow, orange, red, green, blue and grey. We
used several models of telescopes with maximum magnifications ranging from 45 to
90X. We looked for abnormalities in behaviour or pairing success of marked ducks.
We also recorded the maximum distance for reading alpha-numerical codes. We
estimated useful life of markers and their retention rates through recapture, recovery
and resight data of marked animals.
Results
Between July 1993 and April 1999, we marked 420 mallards with the
rectangular saddle, 570 with the Greenwood saddle, 1200 with the thicker PVC
saddle, and 600 with the rubber saddle. We recaptured 51 birds with saddles of both
designs using 0.3 mm PVC tape within more than one month and less than a year after
marking (11.8% of mark loss or unreadable code). Within one year and less than 2
years after marking, we recaptured 22 ducks with the same 0.3 mm PVC tape saddles
(18.2% of mark loss or unreadable code), and 3 individuals within more than 2 years
(66.7% of mark loss or unreadable code). Numbers of recaptures of ducks with PVC
88
saddles were 27, 17 and 5, in the same time periods, and we did not observe any tag
loss. However, the PVC saddles with almost 3 years of us e were noticeably degraded.
For rubber saddles, there were 30 recaptures of birds marked within more than one
month after marking and did not show loss of marks.
The alphanumerical code of light coloured saddles, black codes on white
background, were the easiest to read especially at dusk. Codes of both models of
saddles had similar readable maximum distances. Telescopes with 56 to 60 maximum
magnifications allowed alphanumerical code reading at 200 to 250 metres. With 90
magnification telescopes the reading distances increased to 300 – 350 metres. Orange
0.3 mm PVC tape became dark brown fast and code reading also became more
difficult. Blue 0.3 mm PVC tape also tended to become darker, but in a slower rate.
We observed pairs with all combinations of marked/unmarked ducks.
Although not really quantified, pairing success did not seemed to be affected by
marking, including both designs and all the used colours. Pairs apparently formed
before capture were observed still paired after marking. Most birds showed a normal
behaviour a few minutes after being marked, although metal ring biting and nasal
marker scratching could be observed during the first days after marking. We only
observed minor vegetation accumulation (around the washers) in a reduced number of
birds. Such accumulation of vegetation was not observed on any of the marked birds
with saddles without washers. We noticed some culmen ruptures resulting from
marker entanglement on traps, but only of those made with metal net with a
hexagonal mesh pattern with 2 cm side.
89
Discussion
Our revision of the available alternatives and of their potential effects on birds
(Calvo and Furness 1992), suggested that nasal saddles were the safer visual marker
for ducks (tended to be less subject to entanglement, so less inducing of physical
injuries). In the same way, we do not recommend the use of washers because they
increase physical bird injury potential and they did not proved to be really useful.
Trap nets also should have square mesh size smaller than 3 or bigger than 4
centimetres, or hexagonal mesh with side of 1 cm or bigger than 4 cm. Problems with
ice accumulation (Byers and Montgomery 1981, Greenwood and Bair 1974) were not
addressed in this study.
PVC saddles are acceptable for studies with maximum duration of 2 - 3 years,
but only tapes with large thickness should be used. Rubber saddles seem to have a
longer life than the PVC saddles. However, we could not quantify these results
because the rubber saddles were used only at the end of the study. We estimate that
rubber tape should last 2-3 times longer than PVC. Therefore, rubber saddles should
be used for studies of more than 2 years. Improvements in PVC tape quality may
change this recommendation for rubber tape because PVC tape is easier to work with
in making the nasal saddles.
We recommend the use of light colours whenever possible, in a preference
order similar to that observed by Lokemoen and Sharp (1985). This kind of nasal
saddles only should be used (if individual identification is necessary) on areas where
the observer could be at less than 200 or 350 metres distance from ducks, depending
on the quality and maximum useful magnifications of used telescopes.
90
We did not found marker- induced behaviour or pairing success changes, as did
not Pietz et al. (1993). However Omland (1996a, 1996b) found a relationship between
male Mallard bill colour and its pairing success in a captive birds study. In one
Mallard study, Clinton Jeske (National Wetlands Research Centre, personal
communication) never observed a paired nasal marked male (orange and black
colours used), unlike marked females that seemed to pair normally. In that study only
a small proportion of the total population was marked (a total of 350 ducks on 25000
total population), which could increase potential effect of segregation of marked
animals. In face of that and Omland (1996a, 1996b) results, it seems better to avoid
the use of black and orange coloured saddles (in our study orange PVC tape became
dark brown fast, but we still observed several paired birds).
In a study with Teal (Anas crecca), Mckinney and Derrickson (1980) did not
suggest the use of nasal saddles for behaviour studies on areas with big leech
densities. However mallards have bigger nares than teals and probably do not have the
scratching problems originated by leeches as those referred by the cited authors. We
never noticed such a problem, although we did not quantified the leech densities of
the marked bird areas.
In face of our results we recommend the use of alphanumerical coded nasal
saddles for monitoring mallard populations of small wetlands with good visibility and
for relatively short study periods. On large wetlands, places with bad visibility or for
long study periods, the use of nasal markers must be further evaluated.
Acknowledgements
The research work was funded within projects STRD/AGR/0038 (Junta Nacional de
Investigação Científica e Tecnológica), PAMAF 4031 (Instituto Nacional de
Investigação Agrária) and research line 7 (Freshwater Resources and Wetland
91
Management) of Centro de Estudos Florestais. David Rodrigues was funded through a
doctoral scholarship (Programs CIENCIA and PRAXIS XXI). We also wish to
acknowledge the co-operation of the Instituto da Conservação da Natureza (ICN)
through the Coimbra co-ordination and through the Centro de Estudos de Protecção e
Migração de Aves (CEMPA), as well as of the Direcção Geral das Florestas, through
the Divisão de Caça.
Literature cited
Bartonek, J. C. and C. W. Dane. 1964. Numbered nasal discs for waterfowl. Journal
of Wildlife Management. 28(4): 688-692
Byers, S. M. and R. A. Montgomery. 1981. Stress response of captive Mallards to
Nasal Saddles. Journal of Wildlife Management. 45(2): 498-501
Calvo, B. and R. W. Furness. 1992. A review of the use and the effects of marks and
devices on birds. Ringing & Migration. 13: 129-151
Chu, D. S. and J. B. Hestbeck. 1989. Temporal and Geografic Estimates of Survival
and Recovery Rates for the Mallard, 1950 through 1985. Fish and Wildlife
Technical Report 20. US Department of the Interior, Washington.
Greenwood, R. J. 1977. Evaluation of a nasal marker for ducks. Journal of Wildlife
Management. 41(3): 582-585
Greenwood, R. J. and W. C. Bair. 1974. Ice on waterfowl markers. Wildlife Society
Bulletin. 2(3): 130-134
Lokemoen, J. and D. Sharp. 1985. Assessment of nasal marker materials and designs
used on dabbling ducks. Wildlife Society Bulletin. 13: 53-56
Mckinney, F. and S. Derrickson. 1980. Aerial scratching, leeches and nasal saddles
in Green-winged Teal. Wildfowl. 30: 151-153
92
Omland, K. E.
1996a.
Female mallard mating preferences for multiple male
ornaments. I. Natural variation. Behaviour Ecology and Sociobiology. 39:
353-360
Omland, K. E.
1996b.
Female mallard mating preferences for multiple male
ornaments. I. Experimental variation. Behaviour Ecology and Sociobiology. 39:
361-366
Pietz, P. J., G. L. Krapu, R. J. Greenwood and J. T. Lokemoen. 1993. Effects of
harness transmitters on behaviour and reproduction of wild Mallards. Journal of
Wildlife Management. 57(4): 696-703
Sudgen, L. G. and H. J. Poston. 1968. A nasal marker for ducks. Journal of Wildlife
Management. 32(4): 984-986
93
Capítulo 7
Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D. & Figueiredo, M.E.M.A. Submetido. Sex and
age effects on shooting season survival of a resident Anas platyrhynchos
population. Journal of Animal Ecology.
94
7. SEX AND AGE EFFECTS ON SHOOTING SEASON SURVIVAL OF A
RESIDENT ANAS PLATYRHYNCHOS POPULATION
DAVID J. C. RODRIGUES 1 , ANTÓNIO FABIÃO & MARIA E. M. A.
FIGUEIREDO Cent ro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, 1349017 LISBOA, PORTUGAL
Summary
1. Monthly survival rates during the shooting season were estimated using
Cormack-Jolly-Seber models applied to capture/recapture/resight data of a resident
Portuguese Anas platyrhynchos (Mallard) population.
2. It was observed a lower apparent survival rate for juveniles of both sexes
(0.265±0.026) during the first month of the shooting season, than for adult males and
females (0.79±0.036 and 0.489±0.073, respectively).
3. During the remaining months both age classes had similar survival rates within
each sex class. Higher shooting season mortality and post breeding dispersion of
juveniles occurred mainly during the first shooting month.
4. The sex-specific adult survival during August/September suggests that the
protection of the moulting areas should be improved, because an important proportion
of adult females still are moulting in late August, September and early October.
Key-words: Central Portugal, hunting mortality, Europe, Mallard, population
dynamics.
1
Correspondence. D.C. Rodrigues, present address, Departamento Florestal, Escola
Superior Agrária de Coimbra, 3040-316 COIMBRA, PORTUGAL (fax: ++ 351
239808289; e-mail: [email protected]).
95
Introduction
Survival rates are fundamental parameters to study duck population dynamics,
to model populations and to evaluate the effects of management actions (e.g. Johnson
et al. 1997). However, in Europe there are no recent estimates on Anas platyrhynchos
L. (Mallard) survival rates, which result in a lack of information on the species
ecology.
Estimates of duck survival rates generally result from the use of
capture/recovery data (e.g. Chu & Hestbeck 1989). In some cases, using the known
philopatry of duck females (e.g. Arnold & Clark 1996, Blums et al. 1996),
Cormack-Jolly-Seber (CJS) models were applied to capture/recapture or/and resight
data (Pollock et al. 1990, Lebreton et al. 1992).
A literature review by Johnson et al. (1992) showed that young Anas
platyrhynchos have typically lower survival rates than adults during the period from
August to February, including the fall migration and the shooting season. In the
Iberian Peninsula, however, Anas platyrhynchos populations are mainly resident
(Rodrigues et al. 2000, Saez-Royuela & Martinez 1985), although a small input from
non-Iberian migratory populations may also occur between early autumn and late
winter.
The objective of this study was to estimate monthly survival rates of a
Portuguese Anas platyrhynchos population during the shooting season and to clarify
differences between sex and age classes.
96
Materials and Methods
STUDY POPULATION
A resident population of Anas platyrhynchos (Rodrigues et al. 2000) was
studied in Ria de Aveiro, in the littoral of Central Portugal. The only refuge in the
study area was an 8 ha man- made sandpit (Rodrigues & Fabião 1997) situated at S.
Jacinto Dunes Natural Reserve (40º40’N, 08º45’W). Point counts (Poysa & Nummi
1992) performed in the refuge estimated population sizes ranging from 1,800 to 2,400
individuals, just prior to the beginning of the open seasons (1996/97 to 1998/99), and
from 600 to 700 immediately after the end of the shooting seasons. The shooting
seasons ran from 15 August through 31 January, but shooting only was allowed on
Sundays, Thursdays and holidays.
CAPTURE, MARKING AND RESIGHTING
Ducks were captured at S. Jacinto Natural Reserve from August to March
1996/97, 1997/98 and 1998/99 in baited swim- in and walk- in traps. Age and sex were
determined (Baker 1993, Gatti 1983, Rousselot & Trolliet 1991) for captured birds,
that also were marked with metal rings and flexible PVC or rubber tape saddles
(Rodrigues, Fabião & Figueiredo in press). Colour and alphanumeric codes allowed
individual identification by observation through telescopes with maximum
magnifications ranging from 45X to 105X. For this study were used sampling periods
of 3 consecutive days situated around the 15th day of each calendar month, chosen to
be in days when hunting was not allowed. Resightings only were performed in the
refuge because, during the shooting season, ducks spent there all daily- light hours and
only went to feeding grounds during the night (Rodrigues & Fabião 1997, D.
Rodrigues, unpublished). Captures from the first 2 weeks of August were pooled
97
because there was no hunting and previous tests showed no difference on duck
survival rates between each of these weeks (D. Rodrigues, unpublished). The
intention of this procedure was to maximize captures before the start of shooting
season. Captures between sampling periods were occasionally performed but these
captured birds were only considered for this study when resighted or recaptured
during sampling periods. Resightings were treated as recaptures in CJS models.
Mark losses were considered insignificant, since the study lasted for a short
period and new marks were used. Therefore, data treatment did not account for mark
losses as recommended and performed by Nichols et al. (1992).
SURVIVAL RATE ESTIMATION AND MODEL SELEC TION
Program MARK (White & Burnham 1999) was used to model the
capture/recapture/resight data and to obtain estimates from the CJS models (Pollock et
al. 1990, Lebreton et al. 1992). MARK test option - program RELEASE goodness-offit tests (GOF) was used to determine if the data met necessary assumptions for
mark-resighting analysis (Burnham et al. 1987) and also to estimate the variance
inflation factor to correct model ordination (White, Burnham & Anderson in press).
Akaike’s Information Criterion adjusted for small sample size (AICc) was used to
select among models (Burnham et al. 1995). Survival estimates in this study represent
apparent survival, i.e. the product of true survival rates by the site fidelity rates
(Burnham & Anderson 1992). Total shooting season survival rates were estimated by
multiplying monthly estimates between August/September to December/January. The
two last weeks of January (when shooting still occurred) were not taken in account to
reduce the temporary emigration effects on the seasonal estimates.
98
Results
Captures amounted to 795 young males, 417 adult males, 209 young females
and 169 adult females and were concentrated in August (253, 258, 77 and 83,
respectively) and September (285, 53, 49 and 32, respectively). More than 10 000
resights were obtained.
GOF tests resulted in a P = 0.938 (χ2 = 149.1, 177 df), not being necessary to
use the correction of the variation inflation factor in the model ordination (White et al.
in press). The best set of models used constant capture probabilities for all sampling
periods, equal for young ducks, different between age classes and sexes of adults
(Table 7.1). In the first selected model, survival rates were constant among years but
varied between months and sexes, except for August young survival rates. There were
no age differences between survival rates of each sex class except for
August/September when survival rates of young ducks were lower (confidence
intervals did not overlap). Females showed a weak age difference during
September/October. The second selected model also showed a weak age effect during
February/March (Table 7.2).
99
Discussion
The expected lower survival rates of juveniles during the shooting season
(Johnson et al. 1992) was confirmed. However, these only were significantly different
from those of adults during the first month of the shooting seasons, confirming Boyd
(1954) suspicions. During the first shooting month young birds had about the half of
the adult surviva l rates. This difference in apparent mortality may be explained by a
combination of true mortality and post breeding dispersion by young. Data on age
ratios of birds shot by hunters suggested that higher juvenile mortality occurred
mainly during the first shooting month and especially during the first shooting days
(D. Rodrigues, unpublished). Young birds gained experience fast or were shot. Post
breeding dispersion of juveniles (e.g. Saez- Royuela & Martinez 1985) also should be
concentrated in the same period because, during the remaining shooting months, both
age classes had similar survival rates, for each sex class.
Significant sex difference for adult survival rates during August/September
suggested that regulations for protecting moulting areas should be implemented,
because an important proportion of adult females still were moulting in late August,
September and early October (D. Rodrigues, unpublished), so more vulnerable to
shooting. That was probably the reason for the age-related female survival between
September/October because, during that period, adult females probably moulted on
the refuge (the only non-disturbed area by shooting), thus avoiding hunting mortality.
Significant sex difference in survival during February/March should be the
result of female dispersion for nesting and the higher proportion of males than
females, rather than true mortality. The possible age effect during February/March
should also be explained by dispersion, suggesting that adults paired sooner and/or
100
with highe r success than young birds, however this must be confirmed by future
studies.
The estimated survival rates represent the population that survived and stayed
in the area, which is what is required to model local population dynamics. The
population was mainly resident, so there is not the need to know the survival rates of
birds that emigrate permanently from the area. However, if the obtained survival rates
were applied to the population estimated by pre-season counts, it would be expected
lower population numbers at the end of the shooting season than those revealed by
post season counts. This was probably a result of immigration from other
local/regional populations, showing that movements between different populations
should be more important than those observed by Rodrigues et al. (2000). Local
habitat conditions should be important in the local population dynamics also by
“fixing” or not local birds and immigrants.
101
Acknowledgements
The research work was funded by Junta Nacional de Investigação Científica e
Tecnológica (JNICT, Lisbon), through a doctoral scholarship to David Rodrigues
(Programs CIENCIA and PRAXIS XXI), by Project STRD/AGR/0038 (JNICT,
Lisbon), Project PAMAF 4031 (Instituto Nacional de Investigação Agrária, Lisbon)
and the research line Freshwater Resources and Wetland Management of Centro de
Estudos Florestais (Instituto Superior de Agronomia, Lisbon). The authors also wish
to acknowledge the cooperation of the Instituto da Conservação da Natureza (ICN,
Lisbon) through the Coimbra coordination and through the Centro de Estudos de
Protecção e Migração de Aves (CEMPA), as well as of the Direcção Geral das
Florestas (Lisbon), through the Direcção de Serviços de Caça. The field assistance of
P. Tenreiro and C. Fradoca are gratefully acknowledged.
102
References
Arnold, T.W. & Clark, R.G. (1996) Survival and philopatry of female dabbling ducks
in southcentral Saskatchewan. Journal of Wildlife Management, 60, 560-568.
Baker, K. (1993) Identification Guide to European Non-Passerines: BTO Guide 24.
BTO, Thetford.
Blums, P., Mednis, A., Bauga, I., Nichols, J.D. & Hines, J.E. (1996) Age-specific
survival and philopatry in three species of European ducks: a long-term study.
Condor, 98, 61-74.
Boyd, H. (1954) Some results of recent British Mallard ringing. Wildfowl, 6, 90-99.
Burnham, K.P., Anderson, D.R., White, G.C., Brownie, C. & Pollock, K.H. (1987)
Design and analysis methods for fish survival experiments based on
release-recapture. American Fisheries Society Monograph 5.
Burnham, K.P. & Anderson, D. R. (1992) Data-based selection of an appropriate
biological model: the key to modern data analysis. Wildlife 2001: populations.
(eds D.R. McCullough & R.H. Barrett). Pp. 17-30. Elsevier, Essex.
Burnham, K.P., White, G.C. & Anderson, D.R. (1995) Model sele ction strategy in the
analysis of capture-recapture data. Biometrics, 55, 888-898.
Chu, D.S. & Hestbeck, J.B. (1989) Temporal and geographic estimates of survival
and recovery rates for the Mallard, 1950 through 1985. U.S. Fish and Wildlife
Service Technical Report 20.
Gatti, R.C. (1983) Spring and summer age separation techniques for the Mallard.
Journal of Wildlife Management, 47, 1054-1062.
Johnson, D.H., Nichols, J.D. & Schwartz, M.D. (1992) Population dynamics of
breeding waterfowl. Ecology and Management of Breeding Waterfowl (eds
103
B.D.J. Batt, A.D. Afton, M.G. Anderson, C.D. Ankney, D.H. Johnson, J.A.
Kadlec & G.L. Krapu). Pp. 446-485. University of Minnesota, Minneapolis.
Johnson, F.A., Moore, C.T., Kendall, W.L., Dubovsky, J.A., Caithamer, D.F. &
Williams, B.K. (1997) Uncertainty and the management of Mallard harvests.
Journal of Wildlife Management, 61, 202-216.
Lebreton, J.D., Burnham, K.P., Clobert, J. & Anderson, D.R. (1992) Modelling
survival and testing biological hypotheses using marked animals: a unified
approach with case studies. Ecological Monographs, 62, 67-118.
Nichols, J.D., Bart, J., Limpert, R.J., Sladen, W.J.L. & Hines, J.E. (1992) Annual
survival rates of adult and immature eastern population Tundra Swans. Journal
of Wildlife Management, 56, 485-494.
Pollock, K.H., Nichols, J.D., Brownie, C. & Hines, J.E. (1990) Statistical inference
for capture-recapture experiments. Wildlife Monographs, 107.
Poysa, H. & Nummi, P. (1992) Comparing two methods of data collection in
waterfowl habitat use counts. Bird Study, 39, 124-131.
Rodrigues, D. & Fabião, A. (1997) Loss and change of habitat and possible effects on
mallard populations of Mondego and Vouga river basins. Effects of Loss and
Change on Waterbirds (eds J.B.Goss-Custard, R. Rufino & A.S. Luís). pp.
127-130. The Stationary Office, London.
Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D., Figueiredo, M.E.M.A. & Tenreiro, P.J.Q. (2000)
Migratory
status
and
movements
of
the
Portuguese
Mallard
(Anas
platyrhynchos). Vogelwarte, 40, 292-297.
Rodrigues, D.J.C., Fabião, A.M.D. & Figueiredo, M.E.M.A. (in press) The use of
nasal markers for monitoring mallard populations. Proceedings of the 2nd
International Wildlife Management Congress. The Wildlife Society, Hungary.
104
Rousselot, J. C. & Trolliet, B. (1991) Critères de détermination du sexe et l’age des
canards. ONC, Paris.
Saez-Royuela, R. & Martinez, T.S. (1985) Estudio sobre la Biologia Migratoria del
Orden Anseriformes (Aves) en España. SEO, Madrid.
White, G.C. & Burnham, K.P. (1999) Program MARK: survival estimation from
populations of marked animals. Bird Study, 46(Supplement), 120-138.
White, G.C., Burnham, K.P. & Anderson, D.R. (in press) Advanced Features of
Program MARK. Proceedings of the 2nd International Wildlife Management
Congress. The Wildlife Society, Hungary.
105
Table 7.1. Models used to estimate Anas platyrhynchos monthly survival rates (φ) and
capture probabilities (p), selected by Akaike’s Information Criterion adjusted for
small sample size (AICc). Only Models with Delta AICc <3 and AICc weight >0.05
are showed.
Model
φ(sex(- y1)*month+age(1,f2)),
AICc
Delta
AICc
Nº
Deviance
AICc
Weight
Par.a
6944.273
0.00
0.205
19
1394.518
6944.323
0.05
0.199
21
1390.519
6945.955
1.68
0.088
20
1394.176
6945.970
1.70
0.088
20
1394.191
6945.983
1.71
0.087
22
1390.153
6946.092
1.82
0.082
20
1394.313
p(age+sex(adults))b
φ(sex(- y1)*month+age(1,7,f2)),
p(age+sex(adults))
φ(sex(- y1)*month+age(1,2)),
p(age+sex(adults))
φ(sex(- y1)*month+age(1,f2)),
p(age*sex))
φ(sex(- y1)*month+age(1,2,7)),
p(age+sex(adults))
φ(sex*month+age(1,f2)),
p(age+sex(adults))
a
- Number of parameters in model
b
- φ varies with sex (except for youngs during the first month), with month and with
age (just during the first month and, just on females, during the second month); p
varies with age and, just on adults, with sex.
106
Table 7.2. Estimates of Anas platyrhynchos monthly survival rates (mean, (SD) and
CI), capture probabilities (mean, (SD) and CI) and shooting season survival rates for
each sex and age class, for 1996/97 to 1998/99. Data are expressed as percentage.
Estimates
Adult Male
Young Male
Adult Female
Young Female
Survival
79.0 (3.6)
26.5a (2.6)
48.9 (7.3)
26.5a (2.6)
Aug / Sep
71.0-85.2
21.7-32.0
35.0-63.0
21.7-32.0
81.6 (9.2)
55.9 (7.0)
57.1-93.6
42.0-68.9
Surv. Sep / Oct
77.1 (2.4) 72.1-81.5
Surv. Oct / Nov
70.6 (2.4) 65.7-75.1
68.6 (5.3) 57.3-78.0
Surv. Nov / Dec
84.8 (2.6) 79.0-89.2
95.0 (5.5) 66.1-99.5
Surv. Dec / Jan
81.8 (3.0) 75.3-86.9
68.6 (6.5) 54.8-79.7
Surv. Jan / Feb
70.2 (3.5) 63.0-76.6
67.5 (8.0) 50.4-80.9
Surv. Feb / Mar
47.3 (7.4)
64.4 (5.3)
5.1 (5.1)
11.5 (5.6)
33.4-61.7
53.5-73.9
0.7-29.5
4.2-27.6
Capture
59.3 (2.0)
68.7b (1.4)
45.5 (3.8)
68.7b (1.4)
Probabilities
55.4-63.1
65.9-71.5
38.3-52.9
65.9-71.5
29.8
10.0
17.8
6.6
Seasonal Surv.
a,b
– Values
the model
followed by the same character within a text line were jointly estimated by
107
Capítulo 8
Rodrigues, D.C., Figueiredo, M.E. & Fabião, A. Submetido. A preliminary
model for a Portuguese Mallard population in Central Portugal. Folia
Zoologica.
108
8. A PRELIMINARY MODEL FOR A PORTUGUESE MALLARD
POPULATION IN CENTRAL PORTUGAL
DAVID C. RODRIGUES*, MARIA E. FIGUEIREDO and ANTÓNIO FABIÃO
Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, 1349-017 LISBOA,
PORTUGAL
* Correspondence: D. Rodrigues. Present address: Departamento Florestal, Escola
Superior Agrária de Coimbra, 3040-316 COIMBRA, PORTUGAL
Abstract
We described the concepts of a model developed for Mallard, Anas platyrhynchos,
resident populations and the techniques involved. We used a reduced version of the
model described to study the importance of immigration in the dynamics of a local
population. The results from simulation suggested a high contribution of immigration
for the population size stability, because if there was not immigration the net
recruitment by female had to be 12 fledged ducklings. Simulation that used the
assumed three fledged ducklings produced by female annually showed an annual
decline of 54% in population size, without immigration. The described approach,
using visual markers to study survival rates, seems to be the most effective to apply to
resident duck populations. It also could be adapted to flyways of European migratory
populations, if all countries included in their distribution cooperated.
Key Words : Anas platyrhynchos, importance of local/regional movements,
management tool
109
Introduction
The Mallard has an almost world-wide breeding distribution and is the most
common and most heavily harvested waterfowl species. Probably because of these
features, it is one of the most studied species in all aspects of its biology and ecology.
Modelling a population is the ideal tool to understand how much we know
about it’s ecology and biology, which management actions could be more profitable
in the accomplishment of certain goals and which would be the impact of different
actions on the population (e.g. Johnson et al. 1987). In North America, several models
have been elaborated and used to study Mallard productivity (e.g. Johnson et al. 1987)
and also to model annual population abundance and its sensibility to hunting pressure
(e.g. Johnson et al. 1997). In Europe the modelling of a Mallard or duck population
never was accomplished, in spite of regular January counts, breeding counts and
extensive ringing efforts that some countries developed in the past. This is probably a
result of the general lack of survival rate estimates for European populations, with the
exception of a few particular cases (e.g. Blums et al. 1996). Those estimates are
fundamental for modelling populations. Unlike in North America, the recent
European duck ringing studies did not accomplished the estimation of survival rates,
as a result of practical limitations or non-directed designs (e.g. Gitay et al. 1990). Our
recent research on Portuguese Mallard populations was directed to also obtain
estimates of survival rates and, through the accomplishment of that goal (D.
Rodrigues, unpublished data), we started a project delineating the modelling of
Portuguese Mallard populations, in order to better understand population dynamics.
This paper illustrates the ideas and techniques involved, and intends to stimulate the
idea of a European global modelling scheme for ducks. It also uses a simpler version
of the preliminary model to evaluate the importance of local/regional migration in a
110
local population. Portuguese Mallard populations are mainly resident (Rodrigues et al.
2000), so should be modelled at local scale in order to reduce heterogeneity (Johnson
et al. 1988).
Material and Methods
Structure of the model
The annual change in a local population size is a function of recruitment,
survival and the difference between immigration and emigration. The recruitment
only occurs during the breeding season, but mortality, emigration and immigration
play a role all over the year. In this way we subdivided these components in two:
those occurring during the breeding season and those occurring during the shooting
season (Fig. 8.1). The Mallard shooting season in Portugal runs from 15th August to
31 January. So, we considered the breeding season as running from 1 February to 14
August. We designated “breeding population” as the one that existed in the area on 31
January and “summer population” as the one existing in the area on 14th August,
which was available for shooting. Both breeding and summer populations can be
estimated by direct counts, although summer counts can be non-representative in
some conditions (Rodrigues et al. 2000). Survival rates of our populations have been
estimated through the use of capture/recapture/resight methods (D. Rodrigues
unpublished data), based on data of birds marked with traditional metal rings and
nasal saddles (Rodrigues et al. in press). The obtained estimates, through the use of
Cormack-Jolly-Seber models (Pollock et al. 1990, Lebreton et al. 1992), represent
apparent survival rates, i.e. the product of true survival rates by the site fidelity rates
(Burnham and Anderson 1992), incorporating mortality and emigration. The future
use of multiple strata models (Brownie et al. 1993) will allow the estimation of
111
migration rates between the different local populations and the distinction between
true survival and migration. When studying only one population, we can use Barker
Model (Barker 1997) to split survival from site- fidelity. Although recruitment can be
modelled in order of several parameters (e.g. Johnson et al. 1987), we plan to use a
simple estimator, a function of number of broods observed, their number of ducklings
and duckling age. Shooting mortality will be evaluated by shooting pressure obtained
by inquires to hunters and shooting clubs.
Reduced model and model assumptions
Mallard populations in Portugal are basically resident (Rodrigues et al. 2000),
but we suspected that migration had an important role on local population dynamics.
To test that suspicion we used a simplified model of the previously described, deleting
the immigration components and not distinguishing between shooting mortality and
shooting season emigration and natural mortality. We modelled the local Mallard
population from Ria de Aveiro – lower Vouga River (Rodrigues & Fabião 1997) and
used D. Rodrigues unpublished estimates from that population. We started with a
breeding population composed by 200 young males, 400 adult males, 200 young
females and 200 adult females (based on field counts and observed sex ratios, and age
ratios corrected with the survival rate estimates for the shooting season). We used the
estimated seasonal survival rates (Table 8.1), obtained from more than 2500 birds
marked, that generated more than 15 000 resightings, during 5 years. We considered
that young and adult females had similar reproductive success, although Krapu &
Doty (1979) showed that young females have lower success than adults. We also
assumed that each female generated 3 young ducks for the summer population, based
on field observation of broods (n=145) and corrected with the expected survival
112
(Hestebeck et al. 1989). We considered a sex ratio of 1:1 for young ducks produced
(Hestebeck et al. 1989) and that young birds passed to the adult stage at the end of one
year (after one shooting season and one breeding season).
We used STELLA software (High Performance Systems 1995) to implement
the model and perform the simulation.
Results
The simulation showed a 54% annual decrease on total size population, which
would result on population extinction at the end of seven years (Table 8.2). In the
simulated conditions, to maintain population sizes constant, the net recruitment had to
be 12 fledged ducklings per female.
Discussion
Local Mallard populations seem dependent from immigration from other
local/regional populations. In the Ria de Aveiro population, simulation suggested a
strong decline of the population size if there was not immigration. Regular counts did
not reveal it (D. Rodrigues unpublished data). There should be a large influx from
immigration, because 12 ducklings fledged per female is a highly improbable net
recruitment value for the habitat conditions of the study area. Movements between
different populations should be much more important than those observed by
Rodrigues et al. (2000), and should play an important role on local population
dynamics. Management actions creating attractive conditions to fix local/regional
migrant birds should have a major impact in maintaining or increasing local
population sizes.
113
The described general model is possible to implement in the near future, with
limited additional efforts. To model Mallard populations at a national scale we will
have to implement models for all main local populations, each one contributing to the
global population. If that will be accomplished in the future, the use of multiple strata
models (Brownie et al. 1993) will be of great help in the estimation of migration rates
between the different populations and elucidating that important component of
population dynamics. One interesting result would be to identify which populations
were loosing or gaining birds to which others and to identify the key factors
responsible for that.
This kind of approach, using visual markers to study survival rates, seems to
us the most easy and effective to apply to resident duck populations. It could even be
adapted to flyways of European migratory populations, assuming that all countries
included in their distribution joined efforts and cooperated.
Acknowledgements
We wish to acknowledge the help of Francisco Leitão and Rita Sá in the
implementation of the reduced model in STELLA program.
The research work was funded within projects STRD/AGR/0038 (Junta
Nacional de Investigação Científica e Tecnológica, Lisbon), PAMAF 4031 (Instituto
Nacional de Investigação Agrária, Lisbon) and Freshwater Resources and Wetland
Management research line of Centro de Estudos Florestais, Lisbon. David Rodrigues
was funded through a doctoral scholarship (Programs CIENCIA and PRAXIS XXI).
114
Literature
BARKER, R. J., 1997. Joint modelling of life-recapture, tag-resight, and tag-recovery
data. Biometrics 53: 666-677.
BLUMS, P., MEDNIS, A., BAUGA, I., NICHOLS, J. D. & Hines, J. E., 1996.
Age-specific survival and philopatry in three species of European ducks: a longterm study. Condor 98: 61-74.
BROWNIE, C., HINES, J. E., NICHOLS, J. D., POLLOCK, K. H. & HESTBECK, J.
B.,
1993.
Capture-Recapture
Studies
for
Multiple
Strata
Including
non-Markovian Transitions. Biometrics 49: 1173-1187.
BURNHAM, K. P. & ANDERSON, D. R. 1992. Data-based selection of an
appropriate biological model: the key to modern data analysis. In: McCullough,
D. R. & Barrett, R. H. (eds). Wildlife 2001: populations. Elsevier, Essex: 17-30.
GITAY, H., FOX, A. D. & RIDGILL, S. C., 1990. Survival estimates of Teal (Anas
crecca) ringed at three stations in Britain. Ring 13: 45-58.
HESTEBECK, J. B., DZUBIN, A., GOLLOP, J. B. & NICHOLS, J. D., 1989.
Mallard Survival from Local to Immature Stage in Southwestern Saskatchewan.
J. Wildlife Manage. 53: 428-431.
HIGH PERFORMANCE SYSTEMS, 1995. Getting Started with the STELLA
Software. A Hands-On Experience. Hps, Hanover.
JOHNSON, D. H., NICHOLS, J. D., CONROY, M. J. & COWARDIN, L. M., 1988.
Some considerations in modelling the mallard life cycle. In: Weller, M. W. (ed.)
Waterfowl in Winter. Minneapolis, Univ. of Minnesota Press: 9-20.
JOHNSON, D. H., SPARLING, D. W. & COWARDIN, L. M., 1987. A model of the
productivity of the Mallard duck. Ecol. Modelling 38: 257-275.
115
JOHNSON, F. A., MOORE, C. T., KENDALL, W. L., DUBOVSKY, J. A.,
CAITHAMER, D. F. & WILLIAMS, B. K., 1997. Uncertainty and the
management of Mallard harvests. J. Wildlife Manage. 61: 202-216.
KRAPU, G. L. & DOTY, H. A., 1979. Age-related aspects of Mallard reproduction.
Wildfowl 30: 35-39.
LEBRETON, J. D., BURNHAM, K. P., CLOBERT, J. & ANDERSON, D. R., 1992.
Modelling survival and testing biological hypotheses using marked animals: a
unified approach with case studies. Ecological Monographs 62: 67-118.
POLLOCK, K. H., NICHOLS, J. D., BROWNIE, C. & HINES, J. E., 1990. Statistical
inference for capture-recapture experiments. Wildlife Monogr. 107.
RODRIGUES, D. & FABIÃO, A., 1997. Loss and change of habitat and possible
effects on mallard populations of Mondego and Vouga river basins. In:
Goss-Custard, J. B., Rufino, R. & Luís, A. S. (eds). Effects of Loss and Change
on Waterbirds. The Stationary Office, London: 127-130.
RODRIGUES, D. J. C., FABIÃO, A. M. D., FIGUEIREDO, M. E. M. A. &
TENREIRO, P.J.Q., 2000. Migratory status and movements of the Portuguese
Mallard (Anas platyrhynchos). Vogelwarte 40: 292-297.
RODRIGUES, D. J. C., FABIÃO, A. M. D. & FIGUEIREDO, M. E. M. A., In press.
The use of nasal markers for monitoring mallard populations. Proceedings of
the 2nd International Wildlife Management Congress. The Wildlife Society,
Hungary.
116
Table 8.1 – Seasonal survival rates for each sex and age class used on the modelling
(D.Rodrigues unpublished data).
Adult Male
Young Male
Adult Female
Young Female
Shooting Season
0,44
0,20
0,46
0,20
Breeding season
0,73
0,75
0,54
0,44
Table 8.2 – Annual sizes of breeding population for each sex and age classes and
total, for the seven years of simulation.
Adult
Adult
Young
Young
Total
Year
Females
Males
Females
Males
Population
0
200
400
200
200
1000
1
92
195
86
86
459
2
41
91
39
39
210
3
18
42
17
17
94
4
8
19
7
7
41
5
3
8
3
3
17
6
1
4
1
1
7
7
0
1
0
0
1
117
Figure 8.1 – Flow diagram of the local mallard population
118
9. CONCLUSÃO
Este trabalho pretendeu abranger uma área de estudo o mais ampla possível,
por forma a maximizar a sua representatividade. Contudo, conforme observado ao
longo dos últimos 7 capítulos, acabou por concentrar-se fundamentalmente no
Centro-Litoral de Portugal, abrangendo sobretudo o Baixo Mondego e o Baixo
Vouga. Todavia, grande parte dos resultados e conclusões poderão ser generalizados
às restantes populações nacionais de Pato-real, com as devidas precauções e
adaptações.
Movimentos e Estatuto Migratório do Pato-real em Portugal
A taxa de recuperação de anilhas obtida (5.8%) foi mais elevada do que a
verificada em Espanha (3%) mas, ainda assim, foi baixa quando comparada com as
dos países do Norte da Europa, que têm taxas de recuperação superiores a 15% (e.g.
Saez-Royuela & Martinez, 1985). Tal parece indicar uma reduzida devolução de
anilhas por parte dos caçadores, pois o valor obtido foi majorado pela intensa
divulgação que se desenvolveu local e regionalmente no sentido de incentivar os
caçadores a entregarem as anilhas. Este facto vem reforçar a utilidade do uso de
marcadores nasais nesta espécie, pois permitiu aumentar a eficiência de obtenção de
informação através da marcação das aves e tornar o trabalho menos dependente da
colaboração dos caçadores.
As aves marcadas evidenciaram um carácter residente, com 90% das
recuperações a serem realizadas a distâncias inferiores a 60 km do local de captura.
Estes resultados são comparáveis aos de Boyd & Ogilvie (1961), obtidos para o Sul
119
de Inglaterra, e reforçam a importância das acções locais de ordenamento e gestão nas
populações de Pato-real do Oeste da Europa.
Os movimentos regionais observados deverão ter resultado de dispersão, pois
a taxa de retorno observada entre o Baixo Mondego e o Baixo Vouga foi reduzida.
Contudo, parte das aves do Baixo Vouga parecem realizar movimentos intencionais
para a Galiza, estando em Espanha na época de reprodução e em Portugal no resto do
ano. No entanto, estes resultados terão de ser confirmados com mais dados,
envolvendo, preferencialmente, a realização de capturas e de marcações na Galiza.
O número de migradores invernantes provenientes de países do Norte da
Europa parece ser reduzido, como é evidenciado pelas reduzidas contage ns realizadas
no Inverno, quando comparadas com as contagens realizadas antes da abertura da
caça, no Verão, bem como pela reduzida taxa internacional de recuperação de anilhas.
Como já foi referido no capítulo 1, os movimentos internacionais têm ainda de ser
divididos em movimentos resultantes de dispersão ou abmigração e movimentos
resultantes de migração propriamente dita, sendo que os migradores invernantes
parecem ficar entre nós até fins de Fevereiro-Março.
Os dados obtidos sugerem que as populações de Pato-real do Centro e Norte
de Portugal (da bacia hidrográfica do Rio Mondego para Norte), estão mais
relacionadas com as populações da Galiza e da costa Atlântica Europeia (rota
migratória Atlântica), do que com as populações do Sul de Portugal (da bacia
hidrográfica do Rio Tejo para Sul). Estas últimas parecem estar mais relacionadas
com as do Sul de Espanha e do Mediterrâneo. Desta forma, o território nacional
continental parece estar dividido em duas populações regionais de Pato-real, não
confirmando a homogeneidade que Scott & Rose (1996) sugeriram ao incluir todo o
território na população do Mediterrâneo Oeste. Esta divisão terá de ser levada em
120
consideração na modelação das populações nacionais de Pato-real, induzindo a
utilização de pelo menos um modelo distinto associado a cada população regional.
Perda e Alteração de Habitat e Possíveis Efeitos nas Populações de Pato-real das
Bacias do Rio Mondego e Rio Vouga
Madsen (1998) demonstrou que a criação de áreas de refúgio aumenta os
quantitativos locais das populações de Anatídeos. No capítulo 3 demonstrou-se o
mesmo, mas pela negativa. A destruição duma zona de refúgio do Baixo Mondego
induziu uma diminuição drástica da população local de Pato-real, o que também
implicou a diminuição do número de aves caçadas.
A existência da zona de refúgio junto a uma área de alimentação minimizava
os gastos energéticos dispendidos nos movimentos entre os dois tipos de habitats,
sendo este um dos motivos para a excelente condição corporal das aves verificada
antes da destruição da zona de refúgio, por comparação com os valores de massa e
índices de condição corporal obtidos por Folk, Hudec & Toufar (1966), Street (1975)
e Owen & Cook (1977) e com outros dados obtidos em Portugal e não analisados
neste trabalho. Como a área destruída também era importante para a nidificação e a
realização da muda, foram os indivíduos adultos que mais sofreram, reflectindo-se
esse facto numa mais acentuada diminuição dos pesos e índices de condição corporal.
Esta circunstância é particularmente importante, pois as restantes áreas de refúgio do
Baixo Mondego não possuem as melhores condições limnológicas e a Ínsua – nome
por que era conhecida a área de refúgio destruída – disponibilizava alimentação
diversificada e particularmente rica em Invertebrados, logo com um teor elevado em
proteínas, necessárias para a reprodução e realização da muda (e.g. Street, 1975).
121
A diminuição da massa e condição corporal terá provavelmente induzido uma
redução nas taxas de sobrevivência e no sucesso reprodutivo da população do Baixo
Mondego (Heitmeyer & Frederickson, 1990; Hepp et al., 1986; Street, 1975; Whyte,
Baldassare & Bolen, 1986), embora as contagens obtidas no Inverno não o
evidenciem de forma nítida. A não redução das contagens de Inverno deverá ser o
resultado da diminuição do número de patos-reais caçados durante Agosto e
Setembro, devido ao nivelamento dos canteiros de arroz. O nivelamento dos canteiros
de arroz permite a instalação de uma seara mais densa e uniforme, sem as zonas de
água livre existentes nos arrozais tradicionais, o que reduz as condições de
acolhimento destas áreas. Assim, as aves permanecem menos tempo nos arrozais, o
que as torna menos susceptíveis de serem caçadas. A redução da mortalidade neste
período vai mascarar a possível diminuição da população existente antes da abertura
do período venatório.
Dieta Estival do Pato-real nos Arrozais do Centro de Portugal: Implicações na
Produção de Arroz e na Gestão da Espécie
O Arroz foi o principal componente da dieta dos patos-reais na área em
estudo, uma vez que era a semente mais abundante e tem elevado valor nutritivo
(Loesch & Kaminski, 1989). No entanto, também foram ingeridas quantidades
significativas de sementes e frutos de outras espécies, como as infestantes dos arrozais
e o Carvalho-cerquinho.
Observou-se uma elevada componente animal na dieta, constituída
principalmente por peixe. Esta elevada componente animal resulta de os arrozais em
estudo serem abastecidos por valas provenientes dum rio. Imediatamente antes do
começo da actividade cinegética, os orizicultores drenam os talhões de arroz e
122
mantêm o nível da água nas valas o mais reduzido possível, induzindo a concentração
das presas animais na água disponível e tornando-as, assim, mais vulneráveis à
predação pelos Anatídeos. A ingestão destes alimentos com elevado teor proteico
compensa o baixo teor proteico da maioria das sementes ingeridas e pode contribuir,
juntamente com o elevado teor de Cálcio dos Physa, para a redução do risco de
Saturnismo que existe no local (capítulo 5).
A potencial diminuição na produção de arroz causada pelo Pato-real foi
economicamente insignificante durante o período estudado. Os valores obtidos
deverão ainda ser sobrestimativas da realidade, uma vez que nos cálculos não foi
considerada a mortalidade que se verificou no início dos períodos venatórios, foi
utilizado um valor de produção mínima que é cerca de 33% inferior à produção
média, e as dietas obtidas através de dados recolhidos em aves abatidas por caçadores
podem sobrestimar a importância das sementes agrícolas na dieta das aves aquáticas
(Sheeley & Smith, 1989). O consumo de sementes de infestantes e a ingestão de
potenciais pragas da cultura do arroz poderá mesmo contribuir para aumentar as
produções.
Uma vez que é irreleva nte a diminuição da produção causada pelo Pato-real,
pode-se concluir que a utilização dos arrozais por esta espécie é compatível com a
produção de arroz. Desta forma, não fazem sentido os conflitos entre orizicultores e
caçadores, e a gestão dos arrozais para as aves aquáticas, após a colheita, pode mesmo
resultar em benefícios mútuos para agricultores e avifauna (Bird, Pettygrove & Eadie,
2000).
A diminuição da área total de arrozal e a intensificação da agricultura
observada nos últimos anos (capítulo 3), resultou na redução da diversidade e
disponibilidade alimentar. Desta forma, será recomendável a gestão activa dos
123
arrozais também durante a cultura do arroz, tendo por objectivo suprir estas carências.
A melhor forma de esta gestão ser realizada será se os caçadores dos terrenos
cinegéticos ordenados da região passarem a gerir arrozais, quando possível, pois não
parece ser sustentável o pagamento de compensações aos agricultores por eventuais
medidas de gestão que, necessariamente, implicariam reduções de produção.
Risco de Saturnismo em Pato-real do Centro de Portugal
Foi confirmada a existência de Saturnismo em patos-reais do centro de
Portugal, o que sugere que este poderá ser um factor importante de mortalidade nos
Anatídeos em território nacional.
A Ti obtida foi mais reduzida do que a verificada em outros países do Sul da
Europa (e.g. Guitart et al., 1994), mas semelhante ou mais elevada do que a verificada
em países do Norte do nosso continente (e.g. Clausen & Wolstrup, 1979), que
entretanto baniram a utilização de Chumbo na caça às aves aquáticas.
Os patos que se alimentam de arroz parecem ter maior tendência para ingerir
bagos de Chumbo, confundindo-os com areias e outros inertes (Mateo et al., 2000).
No entanto, o risco de Saturnismo nos arrozais parece aumentar com o decorrer do
período venatório, devido à progressiva acumulação dos bagos de Chumbo na
superfície dos talhões (os primeiros bagos de Chumbo só foram detectados nas moelas
colhidas em 7 de Setembro). A mobilização do solo para a sementeira do arroz
promove o enterrar dos chumbos, reduzindo a sua disponibilidade à superfície
(Fredrickson et al., 1977). Assim, pode-se especular que a Ti obtida seria mais
elevada se tivesse sido possível recolher mais amostras durante o Outono e Inverno. O
mesmo se poderia sugerir caso se tivessem mais amostras de zonas húmidas naturais,
124
onde não existe a mobilização do solo, ou das pequenas albufeiras que são frequentes
no Sul do País e onde a caça aos Anatídeos usualmente ocorre.
Na generalidade dos países em que existe actividade cinegética o Saturnismo
provou ser um importante factor de mortalidade nas aves aquáticas, mas também em
aves com estatuto de conservação mais prioritário como as rapinas (e.g. Pain et al.,
1993). Assim, o mais brevemente possível, as autoridades nacionais deveriam tomar
medidas tendo em vista a substituição do Chumbo por outros materiais não tóxicos,
pelo menos na caça às aves aquáticas. A experiência internacional na substituição do
Chumbo demonstra que o Saturnismo continua por um longo período após esta
substituição ocorrer (Anderson et al., 2000), pois os bagos de Chumbo continuam
disponíveis na natureza durante várias décadas (Mateo et al., 1998).
O Uso de Marcas Nasais na Monitorização de Populações de Pato-real
As marcas nasais de cela parecem ser dos mais seguros marcadores visuais
que podem ser utilizados em Anatídeos (Calvo & Furness, 1992). No entanto, não
convém utilizar círculos de reforço, pois poderão aumentar o risco de acidentes físicos
das aves e não prova ram ser úteis. Em termos de segurança, também convém só
utilizar nas armadilhas redes com reticulado quadrado com dimensões inferiores a 3
centímetros ou superiores a 4 centímetros. No caso de se utilizar rede de malha
hexagonal, convém esta ter dimensões inferiores a 1 centímetro ou superiores a 4
centímetros, pois esta malha permite que as aves prendam a marca nasal mais
facilmente na rede.
As marcas realizadas em PVC poderão ser utilizadas em estudos até 2 a 3
anos, mas deverão ser utilizadas espessuras de tela elevadas. As marcas de tela de
borracha parecem ter uma longevidade superior, mas tal terá de ser ainda confirmado
125
no futuro, após períodos mais prolongados de utilização. A construção das marcas de
tela de borracha é contudo mais morosa e dispend iosa do que as de PVC.
É recomendável utilizar cores claras sempre que possível, numa gradação
semelhante à referida por Lokemoen & Sharp (1985). Embora não tenha sido
registado nenhum efeito ao nível comportamental ou ao nível do sucesso de
acasalamento, os trabalhos de Omland (1996a & 1996b), embora com patos-reais em
cativeiro, sugerem algum cuidado na utilização de cores escuras, pois a cor do bico
dos machos parece condicionar o seu sucesso de acasalamento.
Os códigos alfanuméricos destas marcas são passíveis de leitura até aos 200 ou
350 metros, dependendo da qualidade óptica e da máxima ampliação útil dos
telescópios utilizados, pelo que só deverão ser utilizados em áreas de estudo em que
sejam possíveis distâncias de observação inferiores a estas.
As marcas nasais de cela com código alfanumérico provaram ser eficientes na
marcação de populações de patos-reais que utilizam zonas húmidas relativamente
pequenas, com boa visibilidade e para períodos de estudos relativamente curtos. Em
áreas com condições diferentes terá de se realizar uma avaliação prévia, de forma a
verificar se os objectivos do estudo serão atingidos apenas com a utilização destas
marcas.
Efeitos do Sexo e Idade nas Taxas de Sobrevivência Durante o Período Venatório
duma População Residente de Pato-real
A esperada menor taxa de sobrevivência dos jovens durante a época de caça
(Johnson et al., 1992) foi confirmada. Contudo, esta diferença apenas foi significativa
durante o primeiro mês de caça, confirmando as suspeitas de Boyd (1954). Durante
esse primeiro mês, os jovens apenas tiveram metade da taxa de sobrevivência dos
126
adultos. Esta maior mortalidade aparente pode ser explicada por uma combinação
entre maior mortalidade efectiva e maior dispersão pós-reprodutiva dos jovens (e.g.
Saez-Royuela & Martinez, 1985), devendo ambas estar concentradas neste período.
Os jovens patos-reais ganham experiência rapidamente e, os que sobrevivem, passam
a ter taxas de sobrevivência semelhantes às dos adultos.
Verificou-se uma diferença significativa das taxas de sobrevivência entre
sexos nos indivíduos adultos durante o primeiro mês de caça, sendo este facto
provavelmente o resultado da elevada proporção de fêmeas que ainda está a realizar a
muda das penas primárias durante esse período, ficando assim mais vulneráveis à
pressão cinegética. Desta forma, sugere-se a tomada de medidas que levem à melhoria
da protecção das zonas de muda, por forma a evitar esta excessiva mortalidade das
fêmeas adultas, que são as principais responsáveis pela continuidade da população na
época de reprodução seguinte (Krapu & Doty, 1979).
A significativa diferença entre sexos na sobrevivência em Fevereiro/Março
deve ser atribuída à mais precoce dispersão das fêmeas para os locais de reprodução e
à elevada relação macho/fêmea que se verifica na área de estudo, e não atribuída a
diferenças na mortalidade real.
As taxas de sobrevivência obtidas representam a proporção de indivíduos que
sobrevivem e ficam no local, o que é o necessário para modelar a população local.
Como a população é basicamente residente não é relevante a sobrevivência dos
indivíduos que emigram permanentemente da área.
Se aplicarmos as taxas de sobrevivência obtidas para o total do período
venatório às contagens efectuadas antes do começo da caça, obtemos valores
significativamente mais reduzidos do que aqueles que resultam das contagens
efectuadas depois do período venatório. Tal deverá ser o resultado de elevada
127
imigração proveniente de outras populações locais ou regionais, o que demonstra a
importância que as condições dos habitats locais poderão ter na dinâmica
populacional, pois poderão fixar ou não os indivíduos locais e os imigrantes.
Um modelo Preliminar para uma População de Pato-real do Centro de Portugal
A dinâmica da população local da Ria de Aveiro parece estar fortemente
dependente da imigração proveniente de outras populações locais ou regionais. A
simulação evidenciou um forte declínio anual da população na ausência de imigração,
declínio esse que não é confirmado pelas contagens realizadas no local, sugerindo
assim a importância da imigração para a sustentabilidade da exploração das
populações locais. Os movimentos entre as várias populações locais devem ser mais
significativos do que os observados no capítulo 2 e devem ter um papel fundamental
na dinâmica populacional destas. A correcta gestão dos habitats locais, por forma a
aumentar as condições de acolhimento e suporte do meio, deverá ter um papel
fundamental na manutenção ou aumento das respectivas populações.
O modelo descrito poderá ser implementado num futuro próximo com
pequenos esforços adicionais, por forma a quantificar o recrutamento e a mortalidade
devida à pressão cinegética.
A modelação da população nacional de Pato-real deverá utilizar um modelo
para cada população local, que contribuirá para o modelo da população global
nacional. Caso seja possível montar um sistema de modelação nacional, a utilização
de modelos multi-estratos (Brownie et al., 1993), permitiria estimar taxas de migração
entre as várias populações e identificar as populações que estão a ceder ou receber
indivíduos, abrindo a possibilidade de identificação dos factores responsáveis por tal.
128
Considerações Finais e Perspectivas de Investigação
O carácter residente das populações nacionais de Pato-real, bem como a
utilização dos marcadores nasais, cria a possibilidade da modelação das suas
populações. O conceito de Metapopulação (Hanski & Gilpin, 1997) adapta-se da
melhor forma à população nacional de Pato-real, com várias populações
locais/regionais a interagirem entre si e a contribuírem para um total global. Parecem
existir duas populações regionais (da Bacia Hidrográfica do Rio Mondego para Norte
e da Bacia do Rio Tejo para Sul), cada uma constituída por vários núcleos locais. No
entanto, serão necessários ma is dados, por forma a tornar possível a correcta
delimitação das populações, especialmente no Sul do País.
A perda e alteração de habitat deverão ter um papel fundamental na dinâmica
das populações de Pato-real, pela forma como afectam as condições de acolhimento
dos habitats locais, responsáveis pela fixação dos indivíduos locais e pelos migradores
locais/regionais. Visto ter sido constatado que a presença do Pato-real nos arrozais é
compatível com a cultura de arroz, uma medida essencial no ordenamento e gestão
das populações será a correcta gestão dos arrozais após a colheita e, de preferência,
também durante a sua cultura. Um habitat também fundamental para a viabilidade das
populações é o que acolhe as aves durante a realização da muda das primárias,
particularmente no caso das fêmeas. É urgente a identificação ao nível nacional dos
locais de muda mais importantes, para que possam ser geridos por forma a
contribuirem para a sustentabilidade da exploração cinegética destas populações.
O Saturnismo deve rá ser evitado pela substituição do Chumbo por materiais
alternativos não tóxicos. A utilização das marcas nasais poderá possibilitar o estudo
da influência do Saturnismo na sobrevivência das aves, através da determinação da
concentração de Chumbo no sangue das aves marcadas e a sua entrada como
129
co-variável nos modelos dos métodos de captura/recaptura/reavistamento (e.g. White
& Burnham, 1999). Convém ainda lembrar que em Portugal os fígados dos patos
caçados são tradicionalmente consumidos pelos caçadores, logo a substituição do
Chumbo também estaria a reduzir potenciais riscos para a saúde humana. No entanto,
os efeitos deste consumo na saúde humana podem apenas ser especulados, já que não
se encontrou informação que permita fundamentar quaisquer conclusões a este
respeito.
A modelação das populações permitirá estudar da melhor forma de que modo
as medidas de gestão e ordenamento poderão afectar a dinâmica populacional do
Pato-real em Portugal, permitindo maximizar o rendimento dos investimentos a fazer
nesse campo e contribuindo decisivamente para a sustentabilidade da exploração
cinegética da espécie.
Bibliografia Citada
Anderson, W.L., Havera, S.P. & Zercher, B.W. 2000. Ingestion of Lead and nontoxic
shotgun pellets by ducks in the Mississippi Flyway. Journal of Wildlife
Management 64: 848-857.
Bird, J.A., Pettygrove, G.S. & Eadie, J.M. 2000. The impact of waterfowl foraging on
the decomposition of rice straw: mutual benefits for rice growers and waterfowl.
J. Appl. Ecol. 54: 728-741.
Boyd, H. 1954. Some results of recent British Mallard ringing. Wildfowl 6: 90-99.
Boyd, H. & Ogilvie, M.A. 1961. The distribution of Mallard ringed in Southern
England. Wildfowl 12: 125-136.
130
Brownie, C., Hines, J.E., Nichols, J.D., Pollock, K.H. & Hestebeck, J.B. 1993.
Capture-Recapture Studies for Multiple Strata Including non-Markovian
Transitions. Biometrics 49: 1173-1187.
Calvo, B. & Furness, R.W. 1992. A review of the use and the effects of marks and
devices on birds. Ringing & Migration 13: 129-151.
Clausen, B. & Wolstrup, C. 1979. Lead Poisoning in Game from Denmark. Danish
Review of Game Biology 11: 1-22.
Folk, G., Hudec, K. & Toufar, J. 1966. The weight of the Mallard, Anas
platyrhynchos and its changes in the course of the year. Zoologické Listy 15:
249-260.
Fredrickson, L.H., Baskett, T.S., Brakhage, G.K. & Cravens, V.C. 1977. Evaluating
cultivation near duck blinds to reduce lead poisoning hazard. The Journal of
Wildlife Management 41: 624-631.
Guitart, R., To-Figueras, J., Mateo, R., Bertolero, A., Cerradelo, S. &
Martínez-Vilalta, A. 1994. Lead Poisoning in Waterfowl from the Ebro Delta,
Spain: Calculation of Lead Exposure Thresholds for Mallards. Arch. Environ.
Contam. Toxicol. 27: 289-293.
Hanski, I. & Gilpin, M. 1997. Metapopulation Biology: Ecology, Genetics and
Evolution. Academic Press, San Diego.
Heitmeyer, M.E. & Fredrickson, L.H. 1990. Fatty acid composition of wintering
female mallards in relation to nutrient use. The Journal of Wildlife Management
54: 54-61.
Hepp, G.R., Blohm, R.J., Reynolds, R.E., Hynes, J.E. & Nichols, J.D. 1986.
Physiological condition of Autumn- Banded Mallards and its relationship to
Hunting vulnerability. The Journal of Wildlife Management 50: 177-183.
131
Johnson, D.H., Nichols, J.D. & Schwartz, M.D. 1992. Population dynamics of
breeding waterfowl. In B.D.J. Batt, A.D. Afton, M.G. Anderson, C.D. Ankney,
D.H. Johnson, J.A. Kadlec & G.L. Krapu (eds). Ecology and Management of
Breeding Waterfowl. University of Minnesota, Minneapolis. Pp. 446-485.
Krapu, G.L. & Doty, H.A. 1979. Age-related aspects of Mallard reproduction.
Wildfowl 30: 35-39.
Lokemoen, J. & Sharp, D. 1985. Assessment of nasal marker materials and designs
used on dabbling ducks. Wildl. Soc. Bull. 13: 53-56.
Loesch, C.R. & Kaminski, R.M. 1989. Winter body-weight patterns of female
mallards fed agricultural seeds. The Journal of Wildlife Management 53:
1081-1087.
Madsen, J. 1998. Experimental refuges for migratory waterfowl in Danish wetlands.
II. Tests of hunting disturbance effects. Journal of Applied Ecology 35:
398-417.
Mateo, R., Belliure, J., Dolz, J.C., Serrano, J.M.A. & Guitart, R. 1998. High
Prevalences of Lead Poisoning in Wintering Waterfowl in Spain. Arch. Environ.
Contam. Toxicol. 35: 342-347.
Mateo, R., Guitart, R. & Green, A.J. 2000. Determinants of lead shot, rice and grit
ingestion in ducks and coots. The Journal of Wildlife Management 64: 939-947.
Omland, K.E.
1996a.
Female mallard mating preferences for multiple male
ornaments. I. Natural variation. Behaviour Ecology and Sociobiology 39:
353-360.
Omland, K.E.
1996b.
Female mallard mating preferences for multiple male
ornaments. I. Experimental variation. Behaviour Ecology and Sociobiology 39:
361-366.
132
Owen, M. & Cook, W.A. 1977. Variations in body weight, wing length and condition
of Mallard Anas platyrhynchos platyrhynchos and their relationship to
environmental changes. Journal of Zoology, London 183: 377-395.
Pain, D.J., Amiard-Triquet, A., Bavoux, C., Burneleau, G., Eon, L. &
Nicolau-Guillaumet, P. 1993. Lead poisoning in wild populations of Marsh
Harriers Circus aeruginosus in the Camargue and Charente- maritime, France.
Ibis 135: 379-386.
Saez-Royuela, R. & Martinez, T.S. 1985. Estudio sobre la Biologia Migratoria del
Orden Anseriformes (Aves) en España. SEO, Madrid.
Scott, D.A. & Rose, P.M. 1996. Atlas of Anatidae Populations in Africa and Western
Eurasia. Wetlands International, Wageningen.
Sheeley, D.G. & Smith, L.M. 1989. Test of diet and condition bias in hunter-killed
Northern Pintails. The Journal of Wildlife Management 53: 765-769.
Street, M. 1975. Seasonal changes in the diet, body weight and condition of fledged
Mallard (Anas plathyrhynchos plathyrhynchos L.) in eastern England.
Proceedings of the XII Congress of the International Union of Game Biologists.
IUGB, Lisboa. Pp. 339-347.
White, G.C. & Burnham, K.P. 1999. Program MARK: survival estimation from
populations of marked animals. Bird Study 46(Supplement): S120-138.
Whyte, R.J., Baldassarre, B.A. & Bolen, E.G. 1986. Winter Condition of Mallards on
the southern High Plains of Texas. The Journal of Wildlife Management 50:
52-57.