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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 v Palavras-chave v ABSTRACT vi Key-words vi ÍNDICE DE FIGURAS x xi ÍNDICE DE TABELAS 1. INTRODUÇÃO 1 Movimentos e Estatuto Migratório do Pato-real em Portugal 5 Perda e Alteração de Habitat e Possíveis Efeitos nas Populações de Pato-real das Bacias do Rio Mondego e Rio Vouga

9

Dieta Estival do Pato-real nos Arrozais do Centro de Portugal: Implicações na Produção de Arroz e na Gestão da Espécie

12

Risco de Saturnismo em Pato-real do Centro de Portugal 14 O Uso de Marcas Nasais na Monitorização de Populações de Pato-real 16 Efeitos do Sexo e Idade nas Taxas de Sobrevivência Durante o Período Venatório duma População Residente de Pato-real

18

Um Modelo Preliminar para uma População de Pato-real do Centro de Portugal

20

Objectivos e Estrutura da presente dissertação 22 Bibliografia Citada 24 2. MIGRATORY STATUS AND MOVEMENTS OF THE PORTUGUESE MALLARD (ANAS PLATYRHYNCHOS)

34

Abstract 35 Key words 35 Introduction 36 Methods 36 Results 37 Discussion 38 Acknowledgements 40 References 41 3. LOSS AND CHANGE OF HABITAT AND POSSIBLE EFFECTS ON MALLARD POPULATIONS OF MONDEGO AND VOUGA RIVER BASINS

47 Summary 48 Introduction 48 The effect of the loss of refuge areas on the Mallard population 50 The effect of habitat changes on the Mallard population 51 Discussion and management implications 53 Acknowledgements 55

viii

References 56 4. MALLARD ANAS PLATYRHYNCHOS SUMMER DIET ON CENTRAL PORTUGAL RICE-FIELDS: IMPLICATIONS ON RICE HARVEST AND MALLARD MANAGEMENT

59 Key-words 60 Abstract 60 Introduction 61 Material and methods 62 Study area 62 Population estimation 62 Diet determination 63 Rice damage estimation 64 Results 64 Population estimation 64 Diet determination 65 Rice damage estimation 65 Discussion 66 Acknowledgements 68 References 68 5. MALLARD LEAD POISONING RISK IN CENTRAL PORTUGAL 73 Abstract 74 Key words 74 Introduction 75 Methods 76 Results 77 Discussion 78 Acknowledgements 80 References 80 6. THE USE OF NASAL MARKERS FOR MONITORING MALLARD POPULATIONS

83

Abstract 84 Key words 85 Methods 85 Results 87 Discussion 89 Acknowledgements 91 Literature cited 91 7. SEX AND AGE EFFECTS ON SHOOTING SEASON SURVIVAL OF A RESIDENT ANAS PLATYRHYNCHOS POPULATION

93

Summary 94 Key-words 95 Introduction 95 Materials and methods 96 Study population 96 Capture, marking and resighting 96

ix

Survival rate estimation and model selection 97 Results 98 Discussion 99 Acknowledgements 101 References 102 8. A PRELIMINARY MODEL FOR A PORTUGUESE MALLARD POPULATION IN CENTRAL PORTUGAL

107

Abstract 108 Key words 108 Introduction 109 Material and methods 110 Structure of the model 110 Reduced model and model assumptions 111 Results 112 Discussion 112 Acknowledgements 113 Literature 114 9. CONCLUSÃO 118 Movimentos e Estatuto Migratório do Pato-real em Portugal 118 Perda e Alteração de Habitat e Possíveis Efeitos nas Populações de Pato-real das Bacias do Rio Mondego e Rio Vouga

120

Dieta Estival do Pato-real nos Arrozais do Centro de Portugal: Implicações na Produção de Arroz e na Gestão da Espécie

121

Risco de Saturnismo em Pato-real do Centro de Portugal 123 O Uso de Marcas Nasais na Monitorização de Populações de Pato-real 124 Efeitos do Sexo e Idade nas Taxas de Sobrevivência Durante o Período Venatório duma População Residente de Pato-real

125


127

Considerações Finais e Perspectivas de Investigação 128 Bibliografia Citada 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 vegetação 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 dinâmica 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.


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.

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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


35

2. MIGRATORY 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 example 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

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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

Date of Ringing

Date of last

resighting

Recovery place - country and coordinates

Date and distance of recovery

Male 2nd Year (M012876)

S. Jacinto 40º40’N 08º45’W

18/01/95 19/02/95 Rep. Ireland1 52º56’N 06º14’W

30/07/95 1378 km

Male 2nd Year (M012915)

Paul da Madriz 40º 07’N 08º 37’W

04/01/95 - France 47º02’N 01º38’W

22/09/96 985 km

Male Adult (M014457)


03/10/95 - France 47º04’N 00º29’W

15/09/96 970 km

Male 1st Year (M014478)


04/10/95 28/11/95 France 48º19’N 07º42’E

04/01/97 1549 km

Female 1st Y. (M015530)


12/12/95 - France 47º29’N 02º28’W

25/09/96 907 km



06/08/96 - France 47º12’N 01º45’W

28/08/97 914 km



13/08/96 17/09/96 France 50º22’N 03º17’E

12/01/98 1426 km



13/08/96 - Spain – Galicia 42º28’N 08º51’W

10/08/97 200 km



20/12/96 20/02/97 France 46º55’N 02º03’W

30/01/98 900 km

Female 2nd Y. (M017303)

Herd. Zambujal 38º28’N 08º21’W

01/08/97 - Spain – South 37º23’N 05º59’W

13/05/98 239 km



14/08/97 17/09/97 Russia2 59º37’N 33º33’E

08/05/98 3580 km



17/12/97 21/03/97 England 50º36’N 02º27’W

01/11/98 1217 km

Female 1st Y. (M020857)


16/11/98 15/03/99 France 47º12’N 01º33’W

18/09/99 924 km



14/12/98 07/03/99 France 47º47’N 00º46’W

30/01/00 1010 km



25/11/97 20/03/98 France3 45º54’N 01º02’W

28/08/99 852 km

1 - represented by 5 in Figure 2.2 2 - represented by 6 in Figure 2.2 3 - resighting

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

34

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.

6

5

2

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

1991

Number of observations 68 38 67 29 Weight (g) 1105±72a 1242±56b 975±68c 1070±64d Wing length (mm) 268±12a 275±8b 255±11c 259±11d Body condition (g mm-1) 4.13±0.32a 4.52±0.23b 3.83±0.29c 4.14±0.23d

1992

Number of observations 40 23 46 21 Weight (g) 1020±14e 1092±8f 908±9g 954±10h Wing length (mm) 270±1e 277±9b 254±12c 256±1d Body condition (g mm-1) 3.77±0.42e 3.95±0.30f 3.57±0.34g 3.72±0.38h

1994

Number of observations 34 5 34 1 Weight (g) 1025±9e 1118±4f 926±8g (980) Wing length (mm) 276±1i 284±0.4b 260±1k (270) Body condition (g mm-1) 3.71±0.27e 3.94±0.18f 3.56±0.29g (3.63)

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 vegetal 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.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996

Years

nu

mb

er o

f mal

lard

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.

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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, management,

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.

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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. RODRIGUES1, MARIA E. FIGUEIREDO and ANTÓNIO FABIÃO


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 other 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


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.

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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 use 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.

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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, 1349-

017 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 SELECTION

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-of-

fit 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 higher 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


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

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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 AICc Delta

AICc

AICc

Weight

Nº

Par.a

Deviance

φ(sex(-y1)*month+age(1,f2)),

p(age+sex(adults))b

6944.273 0.00 0.205 19 1394.518

φ(sex(-y1)*month+age(1,7,f2)),

p(age+sex(adults))

6944.323 0.05 0.199 21 1390.519

φ(sex(-y1)*month+age(1,2)),

p(age+sex(adults))

6945.955 1.68 0.088 20 1394.176

φ(sex(-y1)*month+age(1,f2)),

p(age*sex))

6945.970 1.70 0.088 20 1394.191

φ(sex(-y1)*month+age(1,2,7)),

p(age+sex(adults))

6945.983 1.71 0.087 22 1390.153

φ(sex*month+age(1,f2)),

p(age+sex(adults))

6946.092 1.82 0.082 20 1394.313

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

Aug / Sep

79.0 (3.6)

71.0-85.2

26.5a (2.6)

21.7-32.0

48.9 (7.3)

35.0-63.0

26.5a (2.6)

21.7-32.0

Surv. Sep / Oct 77.1 (2.4) 72.1-81.5 81.6 (9.2)

57.1-93.6

55.9 (7.0)

42.0-68.9

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)

33.4-61.7

64.4 (5.3)

53.5-73.9

5.1 (5.1)

0.7-29.5

11.5 (5.6)

4.2-27.6

Capture

Probabilities

59.3 (2.0)

55.4-63.1

68.7b (1.4)

65.9-71.5

45.5 (3.8)

38.3-52.9

68.7b (1.4)

65.9-71.5

Seasonal Surv. 29.8 10.0 17.8 6.6

a,b – Values followed by the same character within a text line were jointly estimated by

the model

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


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

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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.

Year

Adult

Females

Adult

Males

Young

Females

Young

Males

Total

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 contagens 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 irrelevante 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 provaram 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 mais 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 deverá 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.

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