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AGRADECIMENTOS Ao Professor Henrique Cabral, por ter disponibilizado todos os meios que estavam ao seu alcance para garantir o sucesso deste trabalho, por todos os comentários críticos e pela revisão científica dos textos; Ao Pedro Coelho, o meu companheiro de mergulho, que embarcou comigo nesta aventura subaquática. Um muito obrigado pela disponiblidade, pelo entusiasmo e pela boa disposição (“vamos fazer bolhas?”); A toda a equipa da Estrutura de Missão para a Extensão da Plataforma Continental, em especial à equipa de pilotos R.O.V. uma equipa fantástica e única na qual tive o privilégio de me poder juntar e sem a qual este trabalho não teria sido possível; gostava de agradecer em particular ao Professor Manuel Pinto de Abreu pelo apoio que sempre me deu, pela sua disponibilidade e pela sua sabedoria - um muito obrigado por tudo; Ao Porto de Recreio de Oeiras, na pessoa do Engenheiro Fernando Domingues, pelos meios humanos e técnicos necessários à execução deste trabalho; À minha família e amigos, por ao longo dos anos me terem sempre apoiado; Ao Fred, por tudo o que já vivemos e por tudo o que vamos viver.

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AGRADECIMENTOS

Ao Professor Henrique Cabral, por ter disponibilizado todos os meios que estavam ao

seu alcance para garantir o sucesso deste trabalho, por todos os comentários críticos e

pela revisão científica dos textos;

Ao Pedro Coelho, o meu companheiro de mergulho, que embarcou comigo nesta

aventura subaquática. Um muito obrigado pela disponiblidade, pelo entusiasmo e pela

boa disposição (“vamos fazer bolhas?”);

A toda a equipa da Estrutura de Missão para a Extensão da Plataforma Continental, em

especial à equipa de pilotos R.O.V. uma equipa fantástica e única na qual tive o

privilégio de me poder juntar e sem a qual este trabalho não teria sido possível; gostava

de agradecer em particular ao Professor Manuel Pinto de Abreu pelo apoio que sempre

me deu, pela sua disponibilidade e pela sua sabedoria - um muito obrigado por tudo;

Ao Porto de Recreio de Oeiras, na pessoa do Engenheiro Fernando Domingues, pelos

meios humanos e técnicos necessários à execução deste trabalho;

À minha família e amigos, por ao longo dos anos me terem sempre apoiado;

Ao Fred, por tudo o que já vivemos e por tudo o que vamos viver.

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RESUMO

Foram realizados censos visuais em mergulho com escafandro autónomo durante a

Primavera e Verão de 2009 com o objectivo de caracterizar as associações de peixes do

Porto de Recreio de Oeiras. Nestes mergulhos foram identificadas 46 espécies de peixes

pertencentes a 20 famílias diferentes. A maioria das espécies amostradas é característica

de zonas marinhas de substrato rochoso, sendo as espécies mais comuns e com

distribuição mais ampla no interior do Porto de Recreio: Atherina presbyter, Diplodus

sargus, Diplodus vulgaris, Ctenolabrus rupestris e espécies da família Mugilidae.

Compararam-se as abundâncias e frequências de ocorrência em três zonas distintas no

interior do Porto de Recreio: A (zona do molhe de abrigo na entrada do Porto); B (zona

de pontões flutuantes) e C (zona de enrocamento abrigada). O índice de Shannon-

Wiener revelou uma diversidade decrescente da zona A para a zona C, apresentando a

zona C uma diversidade significativamente mais baixa do que as zonas A e B.

Realizou-se uma análise de correspondência (CA) que revelou uma clara separação

entre a zona B e as zonas A e C. Espécies especialmente abundantes, como A. presbyter

e D. vulgaris, posicionaram-se entre as zonas A e C, enquanto G. gasteveni, D.

cervinus, D. bellottii e G. cobitis apresentam uma fraca associação em qualquer dos

grupos formados, ocupando uma posição afastada em relação às zonas consideradas.

PALAVRAS-CHAVE: associações de peixes, estrutura artificial, marinas, Porto de Recreio de Oeiras, zonas costeiras.

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SUMMARY

Underwater surveys were carried out in the Oeiras Harbor along the spring and summer

of 2009 in order to identify the fish assemblages present inside this artificial structure.

During these months 46 species belonging to 20 different fish families were identified.

Most species are typically marine rocky subtidal species. The most common and widely

distributed species inside the Oeiras Harbor were: Atherina presbyter, Diplodus sargus,

D. vulgaris, Ctenolabrus rupestris and several Mugilidae species.

Relative abundances and frequencies were estimated in three distinct areas inside the

study area: A (artificial rocky area near the entrance of the harbor); B (floating piers)

and C (sheltered artificial rocky area). Analysis of the Shannon-Wiener index revealed a

decreasing diversity from area A to area C, with the diversity in C being significantly

lower when compared with A and B. Correspondence analysis (CA) revealed the

distinctiveness of area B, when compared with areas A and C. Species A. presbyter and

D. vulgaris, were particularly abundant and were mainly found in areas A and C while

G. gasteveni, D. cervinus, D. bellottii e G. cobitis were not associated to any of these

groups.

KEYWORDS: fish assemblage, artificial structure, marinas, Oeiras Harbor, coastal

areas.

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Índice

Introdução ....................................................................................................................... 2

Material e Métodos ......................................................................................................... 8

Área de Estudo .............................................................................................................. 8

Censos Visuais .............................................................................................................. 9

Análise dos Dados ...................................................................................................... 11

Resultados ..................................................................................................................... 13

Riqueza Específica ...................................................................................................... 13

Abundância e Frequência Relativas ............................................................................ 15

Índice de Diversidade de Shannon-Wiener ................................................................ 18

Análise das Associações de Peixes ............................................................................. 19

Discussão ....................................................................................................................... 21

Referências Bibliográficas ........................................................................................... 26

Anexos ............................................................................................................................ 31

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ASSOCIAÇÕES DE PEIXES DE UMA ZONA COSTEIRA ARTIFICIALIZADA: O PORTO DE RECREIO DE OEIRAS

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Introdução

As áreas costeiras desempenham um papel crucial no desenvolvimento económico,

social e político da maioria dos países costeiros (Airoldi et al. 2005).

A grande concentração das populações nessas áreas, bem como a fixação de vários tipos

de indústrias, actividades recreativas e investimentos, constituem factores de grande

importância económica (Neves et al. 2002, Airoldi et al. 2005).

Portugal possuí uma das maiores Zonas Económicas Exclusivas (ZEE) com mais de 1,7

milhões de quilómetros quadrados e 18 vezes a sua área terrestre, concentrando nos

concelhos do litoral cerca de 75% de toda a sua população (Leal 2005). Segundo um

relatório da Comissão Estratégica para os Oceanos, a economia do mar, por si só, vale

cerca de 11% do Produto Interno Bruto (PIB) português, representando cerca de 12% de

emprego e 17% de impostos indirectos (Oceanos 2004).

As zonas costeiras das regiões temperadas representam áreas únicas, possuindo um

papel ecológico de grande relevância (Nero & Sealey 2006). Contemplam uma grande

variedade de habitats com uma topografia diversa e possuem uma elevada diversidade

específica (Gray 1997). São igualmente importantes no que diz respeito aos processos

de recrutamento, podendo constituir importantes zonas de viveiro para uma grande

variedade de espécies de peixes, e nos processos de crescimento e protecção de juvenis

(Henriques & Almada 1998).

As associações de peixes que podemos encontrar nestas zonas podem conter não só

indivíduos residentes, como também indivíduos de áreas offshore, que se movimentam

para aquelas zonas em épocas específicas do ano. Estas migrações sazonais para, por

exemplo, zonas de reprodução, produzem variações temporais na estrutura das

comunidades aí existentes (Sale 1991). A heterogeneidade espacial criada por estas

associações, permite não só a identificação de grandes áreas geográficas caracterizadas

por associações de peixes relativamente homogéneas, como também a identificação de

características ambientais, que ajudam a perceber melhor a estrutura das associações de

peixes (Jaureguizar et al. 2004).

A perda completa de habitat é uma das ameaças mais sérias para a biodiversidade

marinha (Gray 1997). As actividades humanas constituem uma das principais ameaças

que conduzem à degradação das zonas costeiras, seja por impactos directos ou

indirectos, relacionados com má gestão e/ou planeamento inadequados das áreas

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circundantes (Gray 1997, Hewitt et al. 2005). Entre os vários impactos identificados,

constam a sobre-exploração dos recursos e efeitos colaterais relacionados com as pescas

(sobretudo a destruição de habitats importantes para a manutenção de diversas

comunidades e o respectivo colapso dos stocks de pesca), a introdução de espécies

exóticas (uma das principais causas actuais para a redução da biodiversidade), a

poluição (a maior parte proveniente dos rios e de descargas directas de poluentes

orgânicos), os usos do solo (associados à ocupação urbana e industrial), o turismo (com

a intensificação de usos recreativos e aumento acentuado das acessibilidades), entre

outros (Mann 1993, Gray 1997, Rilov & Benayahu 1998, Hughes et al. 2005, Glasby et

al. 2007, Fraschetti et al. 2008).

Os impactos descritos acima são potenciados pelo crescimento populacional (Gray

1997, Hewitt et al. 2005), que assume uma relevância particular quando se estima que

cerca de 70% da população mundial vive actualmente nas zonas costeiras ou próximo

delas, prevendo-se o aumento deste número para o dobro nas próximas décadas (Gray

1997, Connell 2000, Connell 2001, Airoldi et al. 2005, Bulleri et al. 2005, Fraschetti et

al. 2008, Vaselli et al. 2008, Burt et al. 2009). Este facto faz aumentar ainda mais a

pressão sobre os recursos nestas zonas, levando a modificações profundas na estrutura e

no funcionamento dos ecossistemas marinhos (Mann 1993, Gray 1997, Connell 2001,

Hewitt et al. 2005, Clynick 2008, Martins et al. 2009).

No sul da Europa, o turismo e outras actividades recreativas são muitas vezes factores

impulsionadores para a construção de estruturas de defesa, para, por exemplo, proteger

areais ou marinas (Moschella et al. 2005).

A existência de problemas relacionados com as alterações climáticas, tais como a

erosão, uma das maiores preocupações em muitas zonas costeiras em todo o mundo

(Bertasi et al. 2009) e as cheias, constituem também factores que levam ao aumento da

construção deste tipo de estruturas artificiais (Airoldi et al. 2005, Bulleri et al. 2005,

Moschella et al. 2005, Vaselli et al. 2008).

A construção deste tipo de estruturas (esporões, paredões, enrocamentos, pontões,

marinas e portos), provoca alterações profundas nos habitats marinhos, alterando o

hidrodinamismo e os processos de deposição de sedimentos, bem como a distribuição,

diversidade e abundância dos organismos nestas regiões (Clynick 2008, Vaselli et al.

2008, Bertasi et al. 2009).

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A título de exemplo, temos a alteração da estrutura das comunidades bentónicas,

resultante da interacção entre os factores ambientais locais (hidrodinamismo costeiro,

regime de marés, nível trófico) e o desenho da estrutura artificial em si (o número de

módulos, o tamanho, a orientação e distância à costa)(Bertasi et al. 2009).

Apesar das estruturas artificiais serem responsáveis pela fragmentação e substituição

dos habitats naturais, estas podem desempenhar um papel ecológico importante nestes

sistemas costeiros, suportando comunidades abundantes de peixes e organismos

epibióticos, podendo mesmo aumentar a produção larvar na área em causa (Burt et al.

2009). No que diz respeito ao incremento de recursos pesqueiros, o papel de estruturas

artificiais, nomeadamente de recifes, permanece controverso: a maioria dos estudos

indica que ocorre um aumento da produção dos recursos, mas outros sugerem que estes

recifes funcionam unicamente como estruturas de agregação, concentrando nelas os

peixes daquela região mas não incrementando a população em geral. Um recife artificial

pode atrair rapidamente uma grande quantidade de peixes mas a área circundante pode,

ao mesmo tempo, sofrer uma redução no seu efectivo. Por essa razão os recifes

artificiais podem contribuir para a sobre-exploração de recursos pesqueiros a não ser

que sejam geridos com alguns cuidados particulares. No entanto, o conhecimento sobre

a ecologia destas estruturas, bem como os efeitos que têm sobre as associações naturais,

ainda são pouco conhecidos (Bulleri et al. 2005, Vaselli et al. 2008).

As estruturas artificiais são introduzidas em habitats da zona intertidal e/ou subtidal,

podendo substituir uma ampla gama de substratos (plataformas rochosas, calhau rolado,

sedimento fino, etc.)(Clynick 2008). A maior parte dos estudos efectuados sobre estas

estruturas, restringem-se ao subtidal, no entanto, existem alguns estudos, nomeadamente

de Bulleri & Chapman (2004), de Bulleri et al. (2005) e de Martins et al. (2009), que

dirigem os seus trabalhos para a zona do intertidal rochoso.

Bulleri & Chapman (2004) fizeram incidir o seu estudo nas associações da zona

intertidal em costas rochosas e em marinas na costa Noroeste de Itália e Martins et al.

(2009) estudaram a influência de um enrocamento na estrutura de uma comunidade da

zona do intertidal rochoso. Os resultados obtidos por estes autores sugerem que o abrigo

artificial fornecido por este tipo de estruturas, em costas rochosas expostas, pode ter um

impacto significativo ao nível das comunidades, com consequências ecológicas e

energéticas para o ecossistema. Bulleri et al. (2005) compararam ainda associações de

organismos entre a zona do intertidal rochoso e um esporão artificial e concluíram que

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ambos os habitats suportavam espécies similares, porém com padrões de abundância e

sazonalidade diferentes.

Existe uma sucessão de estudos de comunidades epibióticas em estruturas artificiais

presentes no subtidal. Glasby (1999) estudou as diferenças entre as comunidades

subtidais em pontões e recifes rochosos, em marinas. Segundo este autor, as

comunidades eram distintas entre as áreas amostradas: não foi registado nenhum taxon

específico de uma área, no entanto, as proporções em que ocorriam eram diferentes. Os

resultados do estudo sugeriram que os pontões, criam um habitat com características

muito diferentes das encontradas nos recifes rochosos naturais.

Connell (2000) testou a hipótese de que diferenças na composição do substrato (rochas

sedimentares vs. cimento), independentemente do tipo de habitat (recife rochoso ou

pontão flutuante), afectavam o desenvolvimento de associações epibióticas - concluíu

que estas associações não eram afectadas pela composição do substrato mas sim pelo

tipo de habitat presente.

Coleman & Connell (2001) sugeriram que as variações nas abundâncias das

comunidades epibióticas não produzem efeitos significativos nas associações de peixes

que colonizam os pontões em marinas. A maioria das espécies de peixes não dependia

das comunidades como fonte de alimento ou mesmo como abrigo.

Connell (2001) caracterizou e comparou ainda as comunidades epibióticas entre duas

estruturas artificiais diferentes - pontões flutuantes e enrocamentos - e um recife

rochoso natural, tendo testado a hipótese de que diferentes locais, com substrato de

igual composição e idade, iriam dar origem a comunidades epibióticas diferentes, e que

essas comunidades, seriam essencialmente diferentes entre os pontões flutuantes e as

zonas de recife rochoso e enrocamento – habitats não flutuantes. Os resultados

demonstraram que os pontões flutuantes constituíam diferentes habitats para as

comunidades, em relação a habitats não flutuantes, que se encontram fixos numa única

posição em relação à flutuação das marés. Este estudo permitiu identificar padrões de

similaridade/dissimilaridade nestas estruturas artificiais, constituíndo um dos primeiros

estudos com informação quantitativa dos taxa que eram afectados pela construção

destas estruturas.

Também em 2001, Lindegarth testou a hipótese de que as comunidades epibióticas por

baixo de pontões seriam diferentes das encontradas em áreas semelhantes, afastadas dos

mesmos. Concluíu que os impactos não estavam sempre relacionados com a presença

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destas estruturas e sugeriu algumas possíveis diferenças intrínsecas entre os locais

amostrados.

Por último, Vaselli e os seus colaboradores, em 2008, estudaram o efeito de estruturas

artificias de defesa como habitat de espécies de macroalgas nativas e exóticas de

substrato rochoso, no Mediterrâneo Noroeste. As comunidades amostradas foram

caracterizadas por conter um baixo número de taxa, estando de acordo com trabalhos

anteriores elaborados nas costas do Mediterrâneo e do Atlântico nordeste: as estruturas

artificiais estando localizadas em zonas industriais, estão sujeitas a pobres condições

ambientais (por acção da libertação de poluentes) que afectam negativamente a

diversidade em macroalgas. Em comparação com uma zona adjacente rochosa, as

associações de macroalgas presentes nas estruturas artificiais representariam um sub-

conjunto das espécies amostradas na zona rochosa, indicando estes resultados que um

grande número de espécies não consegue estabelecer populações viáveis nestes

ambientes alterados.

Como já foi referido, a maior parte dos trabalhos efectuados em estruturas artificiais

refere que estas podem contribuir para o aumento da biomassa de peixes ou, em

alternativa, para redistribuir as associações de áreas adjacentes, constituindo um refúgio

para espécies exploradas comercialmente (Bulleri et al. 2005, Perkol-Finkel &

Benayahu 2005, Clynick 2008, Burt et al. 2009).

Em 2008, Clynick estudou o papel das marinas nestas associações de peixes. Concluiu

que no interior das estruturas artificiais, os padrões espaciais das associações eram

extremamente diversificados em relação aos diferentes peixes examinados: espécies

com maior mobilidade, estariam presentes entre as estruturas e na massa de água,

enquanto que as espécies mais pequenas eram unicamente encontradas na imediação das

estruturas. Numa escala espacial maior, as associações de peixes variavam

marcadamente entre diferentes marinas, sendo que esta variabilidade não poderia ser

atribuída nem à profundidade, ao tamanho, à idade das marinas, ou mesmo ao material

com o qual estas foram construídas (Clynick 2008).

Interesse do estudo e objectivos

A construção de estruturas artificiais de defesa (pontões, paredões, enrocamentos) e de

estruturas para fins de náutica de recreio (marinas ou portos de recreio), constituem um

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exemplo de intervenções ao nível dos ecossistemas costeiros a uma escala global,

contribuíndo para a modificação profunda dos habitats aí existentes.

Embora se assuma que estas estruturas artificiais tenham um impacto globalmente

negativo, existem ainda, actualmente, poucos trabalhos que avaliem o efeito destas

estruturas artificiais, nas comunidades costeiras, sobretudo no que diz respeito às zonas

temperadas.

Assim sendo, os objectivos deste trabalho foram:

i. Inventariar as espécies de peixes que ocorrem numa estrutura artificial costeira:

o Porto e Recreio de Oeiras;

ii. Caracterizar quantitativamente a estrutura das associações de peixes, presentes

na área de estudo nas três zonas de amostragem definidas previamente;

iii. Identificar os factores que condicionam estas associações de espécies de peixes

neste Porto de Recreio.

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Material e Métodos

Área de Estudo

O local de estudo deste trabalho, o Porto de Recreio de Oeiras, está situado no extremo

ocidental da faixa litoral do Concelho de Oeiras, ficando compreendido entre o Forte de

S. Julião da Barra e a Praia de Oeiras, mais concretamente nas coordenadas 38º40.60’N

09º19.00’W (consultar Anexo 1).

O Porto de Recreio de Oeiras iniciou o seu funcionamento em Janeiro de 2007, sendo

constituído por sete pontões flutuantes, de comprimentos variáveis, marcados com letras

de “A” a “G”. Possui espaço físico para 274 amarrações para embarcações com

diferentes calados e tem uma profundidade de navegação de cerca de 3 metros.

O molhe de abrigo e o enrocamento interior que compõe o Porto, é composto por blocos

de rocha calcária, com dimensões que variam entre 20 cm e tamanho superior a 2,50 m

de diâmetro. O fundo é coberto por sedimento muito fino de natureza argilosa.

No interior do Porto de Recreio, foram seleccionados três locais de amostragem, com

extensão semelhante, de aproximadamente 100 m (ver Figura 1):

� Zona A: área situada junto ao molhe de abrigo, com início na entrada do Porto de

Recreio, terminando no alinhamento com a cabeceira do pontão flutuante “D”; é

caracterizada pelo seu hidrodinamismo, sofrendo grande influência das correntes,

especialmente durante os períodos de enchente e vasante e dos ventos predominantes

(Norte e Noroeste); foi a zona onde foi registada a maior profundidade, cerca de 12

m, e a maior termoclina com uma amplitude máxima de 4ºC;

� Zona B: zona composta pelos pontões flutuantes “C” e “D”, com cerca de 58 m de

comprimento cada e uma profundidade que varia entre os 5 m na zona menos

profunda (junto à Zona C) e os 7 m na zona mais profunda (junto à Zona A); cada

pontão é composto por zonas flutuantes imersas de metal onde se fixam comunidades

de organismos sésseis que podem servir de alimento e abrigo à fauna icitiológica do

Porto;

� Zona C: é composta por um enrocamento situado junto ao passeio marítimo,

caracterizado por baixo hidrodinamismo, sendo a área amostrada mais abrigada;

estende-se ao longo de uma zona de um pontão de passagem, que faz a união entre

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quatro pontões flutuantes (os pontões de “A” a “D”), tendo uma profundidade

máxima de cerca de 4 m.

Figura 1: Locais de amostragem seleccionados: Zona A – molhe de abrigo junto à entrada do

Porto; Zona B – pontões flutuantes; Zona C – enrocamento abrigado (baseado no mapa do Porto

de Recreio de Oeiras).

A escolha destas três áreas não foi aleatória: foram considerados vários factores, que

maximizassem a representatividade e a diversidade de habitats no interior do Porto de

Recreio - a influência das correntes, a profundidade máxima, o tipo de substrato e a

exposição ao tráfego pelas embarcações.

Censos Visuais

Com o objectivo de caracterizar, cada uma das áreas definidas, foram realizados censos

visuais em mergulho com escafandro autónomo. Pretendeu-se inventariar as espécies de

peixes e fazer o levantamento das principais comunidades que ocorrem nos locais

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amostrados, bem como caracterizar quantitativamente a estrutura das comunidades

ictiológicas presentes durante o período em que as amostragens foram realizadas.

Após uma análise cuidada da bibliografia existente acerca de censos visuais (Harmelin-

Vivien & Harmelin 1975, Sale & Douglas 1981, Brock 1982, Bohnsack & Bannerot

1986, Thresher & Gunn 1986, Bortone et al. 1989, Samoilys & Carlos 2000, Willis

2001) optou-se por utilizar um método baseado numa área fixa de amostragem e num

determinado intervalo de tempo. Este intervalo, foi calibrado entre todos os transeptos

de modo a que as observações fossem equitativas entre si.

Foram efectuados dezassete mergulhos entre Março e Agosto de 2009, quatro dos quais

com carácter preliminar para prospecção, caracterização dos locais de amostragem e

calibração de metodologia.

Em cada uma das amostragens realizadas nas Zonas A e C foram efectuados transeptos

ao longo do enrocamento em dois níveis batimétricos diferentes: um percurso de ida e

volta junto ao fundo para registo de espécies “crípticas” e “não-crípticas” um segundo

percurso, também de ida e volta, a uma profundidade máxima de 3 m para o mesmo tipo

de espécies (Almada et al. 2000).

Esta categorização de espécies “crípticas” e “não-crípticas” teve unicamente como

propósito uma função operacional de registo durante o método de censos visuais, no

qual a atenção do observador, em cada transepto, é apenas dirigida para um sub-

conjunto de espécies com igual afinidade em relação ao substrato. Tendo em conta esta

classificação, as espécies “crípticas” são consideradas as que permanecem sobre o fundo

ou em esconderijos e as “não-crípticas” são as que se deslocam na coluna de água ou

próximo do fundo. Na Tabela I (ver Resultados) está indicado o grupo a que pertence

cada espécie.

No local B (pontões flutuantes “C” e “D”) a amostragem efectuada correspondeu a uma

passagem por baixo de cada pontão, registando-se as espécies que se encontravam

debaixo da plataforma flutuante mas junto a estas, ou a espécies que se encontravam

entre plataformas e que eram avistadas pelo observador durante o transepto. Como a

visibilidade nunca excedeu os 5 m não houve necessidade de definir uma distância

precisa entre as plataformas flutuantes e as espécies avistadas, de modo a considerar

algum exemplar mas afastado como estando associado às referidas plataformas.

Cada ponto de amostragem é composto pelo conjunto de registos (transeptos de

espécies crípticas e não-crípticas) nos 3 locais designados anteriormente (A, B e C). Os

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registos dos nomes das espécies, número de indivíduos e estimativa do tamanho, foram

efectuados numa placa de acrílico (210 x 297 mm). Recorreu-se também a uma máquina

fotográfica Olympus® µtough (12 megapixels) com o objectivo de confirmar à

posteriori algumas identificações realizadas durante os mergulhos.

Para o registo do tamanho, foi utilizada uma escala métrica marcada na placa de acrílico

por forma a que o observador pudesse calibrar a sua estimativa de tamanho em cada

observação. Tendo por base este registo, os indivíduos observados foram classificados

como juvenis ou adultos de acordo com (Froese & Pauly 2010) e Prista et al., 2003.

Os transeptos de amostragem, foram efectuados sempre com uma visibilidade superior a

1,50 m, numa faixa mínima de largura de 1 m em relação ao eixo do mergulhador, o que

corresponde a uma faixa de amostragem mínima de 2 m de largura. As contagens de

peixes eram limitadas aos dois quadrantes frontais em relação ao percurso efectuado

pelo mergulhador, num ângulo de 180º. Qualquer peixe que se aproximasse numa

direcção para além destes 180º não era contabilizado no transepto uma vez que se

poderia tratar de um espécimen já contabilizado anteriormente nesse mesmo percurso.

Análise dos Dados

A partir dos dados obtidos, foi elaborada uma lista de todas as espécies registadas

(riqueza específica) e foram calculadas a Abundância Relativa (AR) e a Frequência

Relativa (FR) (Rilov & Benayahu 2000) das espécies inventariadas (à excepção dos

mugílideos), de acordo com as seguintes expressões:

AR = �.º �����í�� �� ��é�� � � ��� � � ���

�.º ���� � ��� � ��������, � ��� � � ��� � 100

FR = �.º � ��� �� ��� � ��é�� � �� � �������

�.º ���� � � ��� � 100

No que diz respeito aos mugilídeos, foi adoptada uma perspectiva precaucionária devido

às dificuldades sentidas na sua identificação na coluna de água, uma vez que os

cardumes, muitas vezes mistos, tinham movimentos muito rápidos, impedindo a

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12

correcta identificação da espécie a que pertencia cada indivíduo. Optou-se assim por

congregá-los num único grupo para análise posterior dos resultados.

Com o objectivo de avaliar as diferenças de diversidade específica entre as três zonas

amostradas calculou-se o índice de diversidade de Shannon-Wiener (H’):

�� � � !" ln !" – &

�'()*+ � 1,

2. /

Na fórmula, a abundância relativa, pi, é igual a ni/N, ou seja, ao número de indivíduos

da espécie i sobre o número total de indivíviduos de todas as espécies, N; a variável S

corresponde ao número de espécies. A utilização desta fórmula modificada, teve como

objectivo a correcção do enviesamento negativo do índice, ou seja, da subestimação da

diversidade do número de espécies para uma determinada área (Chao & Shen 2003).

Foi testada a normalidade dos dados (com um histograma de frequências e Teste de

Kolmogorov-Smirnov) e se as médias estariam correlacionadas com as variâncias (Teste

de Levene): nenhum dos testes revelou diferenças significativas entre a distribuição dos

dados e a distribuição normal. Assim sendo, aplicou-se um teste paramétrico - análise

de variância ANOVA – aos índices de diversidade de Shannon, para testar possíveis

diferenças significativas relativamente aos três locais amostrados. Foi utilizado o

programa STATISTICA 7.0 (Copyright® Statsoft, Inc.1984-2006).

Com o objectivo de analisar a estrutura das associações de peixes e a sua possível

relação com as três áreas amostradas, efectuou-se uma análise de correspondência (CA),

utilizando o programa CANOCO (Windows Version 4.5; Copyright © 1997-2002

Biometrics). A análise teve por base uma matriz de dados de densidades que incluíu a

totalidade das espécies com número superior a 5 indivíduos registados (22 espécies,

representando 48% da amostragem total) de modo a reduzir a influência de espécies

raras ou ocasionais.

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13

Resultados

Riqueza Específica

Foram identificadas, no total das amostragens, 46 espécies pertencentes a 20 famílias

diferentes, apresentando-se a respectiva listagem na Tabela I.

Tabela I - Lista das espécies registadas nas zonas amostradas do Porto de Recreio de Oeiras. A

penúltima coluna corresponde à categorização (Cat) de cada espécie em relação à metodologia

adoptada durante o método de censos visuais (ver Material e Métodos): não-críptico (NC) e

críptico (C); a última coluna corresponde ao estadio de desenvolvimento (Des.) das espécies

encontradas, sendo que “J” corresponde ao termo “juvenil” (considerado até ao tamanho da

primeira maturação sexual) e “A” corresponde ao “adulto” (“?” indica que não existe

informação disponível sobre o tamanho à primeira maturação).

Espécies Nome Comum Família Cat. Des.

Atherina presbyter (Cuvier, 1829) Peixe-rei Atherinidae NC J/A

Balistes capriscus (Gmelin, 1789) Peixe-porco Balistidae NC A

Boops boops (Linnaeus, 1758) Boga Sparidae NC J/A

Callyonimus lira (Linnaeus, 1758) Peixe-pau Callionymidae C A

Chelon labrosus (Risso, 1826) Taínha-negrão Mugilidae NC ?

Conger conger (Linnaeus, 1758) Safio Congridae C A

Ctenolabrus rupestris (Linnaeus, 1758) Bodião rupestre Labridae NC ?

Dicentrarchus labrax (Linnaeus, 1758) Robalo Moronidae NC J/A

Diplodus annularis (Linnaeus, 1759) Alcorraz Sparidae NC ?

Diplodus bellottii (Steindachner, 1882) Sargo-do-Senegal Sparidae NC A

Diplodus cervinus (Lowe, 1838) Sargo-veado Sparidae NC A

Diplodus puntazzo (Cetti, 1777) Sargo-bicudo Sparidae NC A

Diplodus sargus (Linnaeus, 1758) Sargo Sparidae NC J/A

Diplodus vulgaris (E.G. Saint-Hilaire, 1817) Safia Sparidae NC J/A

Gobius cobitis (Pallas, 1811) Caboz-cabeçudo Gobiidae C ?

Gobius cruentatus (Gmelin, 1789) Caboz-boca-vermelha Gobiidae C ?

Gobius gasteveni (Miller, 1974) Caboz-de-escama Gobiidae C ?

Gobius niger (Linnaeus, 1758) Caboz-negro Gobiidae C J/A

Gobius paganellus (Linnaeus, 1758) Caboz-da-rocha Gobiidae C J/A

Gobiusculus flavescens (Fabricius, 1779) Caboz Gobiidae C J/A

Halobatrachus didactylus (Schneider, 1801) Charroco Batrachoididae C A

Hippocampus spp. (Linnaeus, 1758) Cavalo-marinho Syngnathidae C ?

Labrus bergylta (Ascanius, 1767) Bodião-reticulado Labridae NC J/A (continua)

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(Tabela I – Continuação)

Espécies Nome Comum Família Cat. Des.

Lipophrys pholis (Linnaeus, 1758) Marachomba-frade Blenniidae C A

Liza ramada (Risso, 1826) Taínha-garrento Mugilidae NC J/A

Mugil cephalus (Linnaeus, 1758) Taínha-olhalvo Mugilidae NC ?

Mullus surmuletus (Linnaeus, 1758) Salmonete Mullidae C J/A

Muraena helena (Linnaeus, 1758) Moreia Muraenidae C A

Pagellus acarne (Risso, 1826) Besugo Sparidae NC J

Parablennius gattorugine (Brunnich, 1768) Marachomba-babosa Blenniidae C A

Phycis phycis (Linnaeus, 1766) Abrótea Phycidae NC ?

Pollachius pollachius (Linnaeus, 1758) Juliana Gadidae NC A

Pomatoschistus minutus (Pallas, 1770) Caboz Gobiidae C A

Pomatoschistus pictus (Malm, 1865) Caboz Gobiidae C J/A

Sarpa salpa (Linnaeus, 1758) Salema Sparidae NC J/A

Scorpaena spp. Rascasso Scorpaenidae C ?

Seriola spp. Lírio Carangidae NC A

Solea spp. Linguado Soleidae C ?

Sparus aurata (Linnaeus, 1758) Dourada Sparidae NC A

Symphodus bailloni (Valenciennes, 1889) Bodião Labridae NC ?

Symphodus melops (Linnaeus, 1758) Bodião-vulgar Labridae NC J/A

Symphodus roissali (Risso, 1810) Bodião-manchado Labridae NC J/A

Syngnathus acus (Linnaeus, 1758) Agulhinha Syngnathidae C A

Tripterygion delaisi (Canedat & Blanche, 1971) Caboz Tripterygiidae C A

Trisopterus luscus (Linnaeus, 1758) Faneca Gadidae NC A

Entre as 46 espécies identificadas, destacam-se a presença de Seriola sp. como único

representante da família Carangidae, característico de habitats epibênticos e pelágicos,

sendo por vezes encontrado junto a zonas de recife ou em zonas offshore (como é o caso

do Banco de Gorringe, situado a cerca de 120 milhas náuticas a oeste-sodoeste do Cabo

de S. Vicente) e da espécie Lipophrys pholis, representante da família Blenniidae,

constituíndo o único representante do habitat intertidal.

Tendo em conta o estadio de desenvolvimento dos indivíduos observados, verificou-se

que muitas das espécies se encontravam presentes no local de estudo tanto na sua forma

adulta como juvenil. Do total de espécies observadas, 17 apresentaram-se apenas na sua

forma adulta, 15 foram observadas em ambos os estadios de desenvolvimento, 1 na sua

forma juvenil (Pagellus acarne), não tendo sido possível identificar o estadio de

desenvolvimento das restantes espécies, devido a lacunas na bibliografia ou à

impossibilidade de identificar correctamente os exemplares ao nível da espécie.

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15

Abundância e Frequência Relativas

Foram calculadas para todas as espécies, à excepção das espécies pertencentes à família

Mugilidae, a abundância e a frequência relativas, em cada área amostrada (consultar

Tabela II).

Tabela II – Valores, em percentagem, da abundância (AR) e da frequência (FR) das espécies

identificadas nas zonas de amostragem. A negro apresentam-se os três valores mais elevados

correspondentes a cada zona.

Espécies Zona A Zona B Zona C

AR(%) FR(%) AR(%) FR(%) AR(%) FR(%)

Atherina presbyter 40,65 69,23 11,26 7,69 3,29 15,38

Balistes capriscus 0,01 7,69 0 0 0 0

Boops boops 0,62 23,08 0 0 1,71 30,77

Callyonimus lira 0,01 7,69 0 0 0 0

Conger conger 0,01 7,69 0 0 0 0

Ctenolabrus rupestris 0,73 84,62 14,11 100 0,10 23,08

Dicentrarchus labrax 0,12 23,08 0,61 23,08 0 0

Diplodus annularis 0,41 46,15 0,09 7,69 0,10 15,38

Diplodus bellottii 0,54 30,77 0 0 0,18 7,69

Diplodus cervinus 0,10 38,46 0 0 0,02 7,69

Diplodus puntazzo 0,01 7,69 0 0 0,02 7,69

Diplodus sargus 32,93 100 34,72 100 36,10 84,62

Diplodus vulgaris 10,02 100 2,77 61,54 2,95 38,46

Diplodus spp. 0,01 7,69 0,26 7,69 0,24 23,08

Gobius cobitis 0,15 53,85 0 0 0,04 7,69

Gobius cruentatus 0,07 30,77 0 0 0,06 23,08

Gobius gasteveni 0,94 92,31 0 0 0 0

Gobius niger 0,45 84,62 0 0 0,70 53,85

Gobius paganellus 0,22 38,46 0 0 0,22 15,38

Gobiusculus flavescens 0,41 23,08 0 0 12,56 15,38

Gobius spp. 0,42 69,23 0 0 0 0

Halobatrachus didactylus 0,03 7,69 0 0 0 0

Hippocampus spp. 0,03 15,38 0 0 0 0

Labrus bergylta 0,04 15,38 0 0 0,02 7,69

Lipophrys pholis 0,01 7,69 0,43 23,08 0 0

Mugilidae* 0,30 46,15 26,15 100 8,81 100 (continua)

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(Tabela II – Continuação)

Espécies Zona A Zona B Zona C

AR(%) FR(%) AR(%) FR(%) AR(%) FR(%)

Mullus surmuletus 0,15 38,46 0 0 0,08 23,08

Muraena helena 0,07 15,38 0 0 0 0

Pagellus acarne 0,03 7,69 0 0 0 0

Parablennius gattorugine 0,06 30,77 0,95 61,54 0,02 7,69

Phycis phycis 0,01 7,69 0 0 0 0

Pollachius pollachius 0,04 23,08 0 0 0 0

Pomatoschistus minutus 1,09 15,38 0 0 0 0

Pomatoschistus pictus 0,38 38,46 0 0 1,22 7,69

Pomatoschistus spp. 0,29 23,08 0 0 14,11 30,77

Sarpa salpa 2,77 76,92 6,84 38,46 0 0

Scorpaena spp. 0,03 15,38 0 0 0 0

Seriola spp. 0,04 7,69 0,09 7,69 0 0

Solea senegalensis 0,01 7,69 0 0 0 0

Solea spp. 0,03 15,38 0 0 1,32 38,46

Sparus aurata 0 0 0 0 0,04 15,38

Symphodus bailloni 0,10 15,38 0 0 0,04 7,69

Symphodus melops 0,23 30,77 0,17 15,38 0,04 7,69

Symphodus roissali 1,19 76,92 0,52 30,77 0,02 7,69

Symphodus spp. 0,36 76,92 0,17 15,38 0,04 15,38

Syngnathus acus 0 0 0 0 0,01 7,69

Tripterygion delaisi 0,03 7,69 0 0 0 0

Trisopterus luscus 0,06 30,77 0 0 0 0 *Família Mugilidae: pode referir-se às espécies Chelon labrosus, Liza ramada e Mugil cephalus

que foram identificadas neste local, ou a outras espécies desta família que também poderão estar

presentes na área de estudo (p.e. Liza aurata).

Na Zona A (junto ao molhe de abrigo), a espécie mais abundante foi Atherina presbyter,

com cerca de 40% de abundância relativa, no entanto, não foi a mais frequente. A

espécie Gobius gasteveni foi a que apresentou um valor de frequência relativa mais

elevado com cerca de 92%. A espécie Diplodus sargus, foi a segunda mais abundante

com cerca de 33%, no entanto, foi igualmente abundante nas 3 zonas amostradas (ao

contrário de A. presbyter). No caso de Diplodus vulgaris, esta espécie apresentou uma

abundância de cerca de 10%.

Em relação à frequência, G. gasteveni foi a espécie com o maior valor (cerca de 92%)

seguida pelas espécies Ctenolabrus rupestris e Gobius niger, em exequo, com o

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17

segundo maior valor de frequência (84%), estando em terceiro lugar a espécie

Symphodus roissali (com cerca de ≈77%).

Na Zona B (pontões flutuantes), a espécie D. sargus (Sparidae) foi a mais abundante,

com cerca de 35%, seguida da família Mugilidae com cerca de 26% e de C. rupestris

(Labridae), com cerca de 14%. Apesar destes taxa apresentarem as três maiores

abundâncias, é necessário ressalvar que a família Mugilidae, é representada, pelo

menos, pelas 3 espécies identificadas na área de amostragem (Chelon labrosus, Liza

ramada e Mugil cephalus) e deverá haver reservas quanto à análise destes resultados.

No entanto, ao analisarmos os dados agrupados por famílias, a família Sparidae ocupa a

primeira posição com cerca de 38% de abundância e a Mugilidae continua a ser a

segunda mais abundante com 26%.

A espécie C. rupestris é a mais frequente, seguida de D. vulgaris e Parablennius

gattorugine, com cerca de 62% e de Sarpa salpa, com 38%.

Por último, na Zona C (enrocamento abrigado) D. sargus foi a espécie mais abundante,

(36%), seguida pelo género Pomatoschistus (14%) e pela espécie Gobiusculus

flavescens (13%). As espécies mais frequentes foram D. sargus (85%), G. niger (54%) e

D. vulgaris (38%).

Durante as amostragens, foram identificados cardumes de larvas de Pomatoschistus spp.

e de G. flavescens; foi registada ainda a presença de um terceiro cardume, mas estas

larvas não foram identificadas.

Estes cardumes foram avistados maioritariamente na Zona C, registando-se também a

sua ocorrência, em menor quantidade, na Zona A.

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Índice de Diversidade de Shannon-Wiener

Analisando o gráfico de diversidade de Shannon-Wiener (Figura 2), o local que

apresentou maior diversidade foi a Zona A com um valor de índice de cerca de 1,73

seguido da Zona B com 1,50 e da Zona C com 1,04. Apesar das pequenas variações

registadas, existem diferenças significativas nos locais amostrados (ANOVA F(2,

36)=7.2584, p<0,005), sendo que o teste de Tukey HSD revela diferenças significativas

entre as Zonas A e C (0,001949) e entre as Zonas B e C (0,040881) para p<0,005

(MS=0,22029, df=36,000).

O enrocamento abrigado, Zona C, destacou-se pela mais baixa diversidade e por registar

diferenças significativas em relação às restantes áreas.

A B C

Zona

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

2,2

SW

I

Figura 2: Índice de diversidade de Shannon-Wiener (SWI) nas três zonas amostradas: Zona A,

Zona B e Zona C.

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19

Análise das Associações de Peixes

Os dois primeiros eixos do diagrama de ordenação, obtido na análise de

correspondência que foi efectuada aos dados de abundância das várias espécies nas

diferentes estações de amostragem, explicaram cerca de 98,1% da variância (os eixos 1

e 2 explicaram cerca de 56,6% e 41,5%, respectivamente).

No diagrama, as espécies B. boops, P. gattorugine, C. rupestris e a família Mugilidae,

revelaram uma associação à Zona B: C. rupestris e os mugilídeos apresentaram

elevadas abundâncias para esta área (consultar Tabela II), sendo que 92% das amostras

referentes aos pontões flutuantes, aparecem confinadas a um único quadrante, tal como

se pode verificar na Figura 3.

As espécies Symphodus spp, S. roissali, G. niger, G. paganelus e S. salpa apresentaram

uma distribuição preferencial junto à Zona A, no enrocamento junto à entrada do Porto

de Recreio. Pelo contrário, M. surmuletus e G. cruentatus revelaram uma distribuição

preferencial junto à Zona C, enrocamento abrigado, tal como D. annularis.

Algumas espécies, tais como A. presbyter e D. vulgaris, eram especialmente abundantes

nas Zonas A e C apresentando-se posicionadas entre estes dois grupos, no diagrama.

Existiram, no entanto, espécies que revelaram uma fraca associação com qualquer um

dos grupos considerados, ocupando uma posição afastada em relação a qualquer

agrupamento existente, sendo exemplo disso G. gasteveni, D. cervinus, D. bellottii e G.

cobitis.

No diagrama, a espécie P. pictus e a amostra C4 encontraram-se dispostos ao longo do

segundo eixo de ordenação, numa posição distante em relação às restantes amostras no

diagrama. Esta posição atípica deve-se ao facto da espécie P. pictus ter registado um

número muito elevado de indivíduos nesta mesma amostragem. Uma outra posição

atípica, refere-se à amostra B8, a única que se situa fora do grupo de todas as amostras

referentes aos pontões flutuantes, isto porque registou a única ocorrência de A. presbyter

neste local.

Analisando globalmente o diagrama, é de registar a elevada agregação das amostras da

Zona B, devido essencialmente à presença consistente de P. gattorugine, C. rupestris e

dos mugilídeos, junto aos flutuadores. Pelo contrário, existe uma elevada dispersão

entre as amostras referentes às Zonas A e C, provavelmente pela variabilidade de

espécies existente nas áreas.

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20

Figura 3: Diagrama de ordenação dos dois primeiros eixos de análise de correspondências que incluiu a totalidade das espécies com número superior a 5 indivíduos (22 espécies). Os triângulos azuis correspondem às espécies e os círculos verdes aos locais de amostragem, com os códigos correspondentes às zonas (A, B, C) e ao número a amostragem (1 a 13).

-0.6 0.6

-0.6

1.0

A. presb

B. boops

C. rupes

D. labra

D. annulD. bello

D. cervi

D. sargu

D. vulga

G. cobit

G. cruen

G. gaste

G. nigerG. pagan

Mugilida

M. surmu

P. gatto

P. pictu

S. salpa

S. melop

S. roissSymphodu

A1

A2

A3

A4

A5

A6

A7

A8

A9

A10A11

A12

A13

B1B2 B3

B4

B5B6

B7

B8

B9B10

B11

B12B13

C1

C2

C3

C4

C5

C6

C7

C8C9

C10

C11C12

C13

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21

Discussão

A construção de estruturas artificiais (portos, marinas, recifes artificiais, pontões)

promove alterações profundas nos habitats. No entanto, apesar destas estruturas serem

responsáveis pela fragmentação e substituição dos habitats naturais, estas podem

desempenhar um papel ecológico importante nos sistemas costeiros (Burt et al. 2009).

O conhecimento sobre os efeitos que estas estruturas têm sobre as associações naturais,

bem como a sua ecologia é, ainda, muito limitado (Bulleri et al. 2005, Vaselli et al.

2008).

A maioria dos estudos incide sobre a colonização de organismos em estruturas

artificiais que foram especificamente desenhadas para serem colonizadas, como é o caso

dos recifes artificiais (Seaman 2002). Existe, no entanto, alguma literatura sobre a

ecologia de comunidades epibióticas em estruturas artificiais construídas com a função

de defesa das zonas costeiras ou como protecção para embarcações, como é o caso das

marinas e dos portos (Glasby 1999, Connell 2000, Coleman & Connell 2001,

Lindergarth 2001, Vaselli et al. 2008).

No caso específico das associações de peixes, os estudos efectuados neste tipo de

estruturas são praticamente inexistentes (Clynick 2008). Uma das explicações para esta

lacuna bibliográfica, poderá residir nas dificuldades inerentes às técnicas utilizadas para

este tipo de estudos, sendo que a mais utilizada é a técnica de censos visuais. Esta

técnica constituí uma importante ferramenta para estudos em ecologia marinha (Sale &

Sharp 1983, Samoilys & Carlos 2000), e possuí inúmeras vantagens em relação a outras

metodologias: é uma técnica não-destrutiva, que não introduz as perturbações causadas

pela marcação e recaptura de indivíduos, tem uma execução relativamente expedita, e

torna-se útil para registar diversas variáveis importantes em ecologia (e.g. abundância

relativa, frequência relativa, densidade, composição específica e características de

habitat)(Sale & Sharp 1983).

No entanto, esta técnica possuí alguns constrangimentos, entre eles as limitações a nível

do mergulho (e.g. limitações físicas, condições ambientais), treino e experiência do

observador (e.g. identificação das espécies, estimação errada de número de indivíduos e

dos seus tamanhos) e variabilidade específica na resposta das espécies em relação ao

mergulhador, ou seja, a atracção ou fuga da espécie perante um mergulhador (Willis et

al. 2000, Edgar et al. 2004).

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Estes dois últimos factores introduzem enviesamentos, que afectam a exactidão das

estimativas durante os censos visuais (Sale & Douglas 1981, Brock 1982, Bohnsack &

Bannerot 1986). Existem, no entanto, vários estudos que se debruçaram sobre possíveis

metodologias para minimizar estes enviesamentos (Connell et al. 1998, Kulbicki 1998,

Patterson et al. 2007) (Tessier et al. 2005, Beldade & Gonçalves 2007).

Qualquer que seja a metodologia de censos visuais usada, existirá sempre um

enviesamento associado ao método (Bortone et al. 1989, Stobart et al. 2007),

especialmente em espécies criptobênticas (Willis 2001).

Para além destes constrangimentos, o mergulho efectuado no interior do perímetro de

uma estrutura como uma marina ou um porto, torna-se mais limitado e perigoso para o

mergulhador, devido a questões de segurança, inerentes ao local, que na maioria dos

casos se prendem com o tráfego contínuo de embarcações.

No projecto de construção do Porto de Recreio de Oeiras, em Janeiro de 2007, foi

elaborado um Estudo de Impacto Ambiental (EIA) que teve como principal objectivo a

caracterização das comunidades de macroalgas, macroinvertebrados e de peixes.

Apesar deste estudo constituir a única situação de referência para a área específica,

contendo listagens de espécies para o local, a amostragem efectuada foi apenas

qualitativa e seguiu uma metodologia diferente da utilizada neste trabalho: as

amostragens para o EIA foram efectuadas nas zonas intertidal e subtidal, sendo que

apenas um terço dos registos das espécies inventariadas para o local, foram observadas

directamente durante o trabalho de campo, tendo as outras sido incluídas no elenco

faunístico a partir de inquéritos efectuados e com recurso a consultas de especialistas

e/ou a bibliografia (HP/IO-FCUL 1998).

No referido EIA foram listadas 92 espécies diferentes, sendo que apenas 27 resultaram

de observação directa no local. Destas 27 espécies, apenas 18 coincidem com as

registadas neste trabalho: Muraena helena, Conger conger, Syngnathus acus,

Dicentrarchus labrax, Mullus surmuletus, Boops boops, Diplodus annularis, Diplodus

cervinus, Diplodus sargus, Diplodus vulgaris, Ctenolabrus rupestris, Symphodus

bailloni, Symphodus melops, Gobius paganellus, Lipophrys pholys, Parablennius

gattorugine e Chelon labrosus.

Se englobarmos o total das espécies de peixes que constam nas listas referentes a este

trabalho e ao EIA referido, tendo também em consideração as que foram registadas

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indirectamente com base em inquéritos e na bibliografia, o número sobe para 34

espécies.

Na inventariação das espécies resultante dos censos visuais no Porto de Recreio, é de

destacar a presença de Halobatrachus didactylus e Gobius niger, espécies também

incluídas no EIA através de consulta bibliográfica. A proximidade com o estuário do

Tejo poderá explicar esta distribuição, já que são espécies características de zonas

estuarinas, no entanto, no trabalho de Prista et al. (2003) sobre associações de peixes na

área costeira adjacente ao estuário do Tejo, ambas as espécies não constam da lista geral

apresentada, o que poderá ser explicado pelos diferentes métodos de amostragem

utilizados e/ou por uma sub-estimação associada à amostragem com arrasto, referida no

mesmo trabalho.

No que diz respeito ao espaço restrito do Porto de Abrigo de Oeiras as diferenças

encontradas entre as três zonas amostradas, sugere que indivíduos de algumas espécies

podem deslocar-se de zonas adjacentes para o interior desta estrutura artificial.

Espécies que normalmente não seriam associadas a este tipo de habitat podem deslocar-

se para a zona junto à entrada do porto por diversas razões, tais como alimentação,

abrigo ou reprodução. aumentando temporariamente a abundância das espécies. Nesta

zona foram registados vários cardumes de larvas de Pomatoschistus spp. e um casal de

Tripterygion delaisi a exibir o comportamento reprodutor característico desta espécie.

Pelo contrário, na zona oposta do porto, um local abrigado e com pouca profundidade,

foi registada a maior abundância de cardumes de larvas - Pomatoschistus sp.,

Gobiusculus flavescens e um terceiro cardume cuja identificação não foi possível – e de

juvenis - Dicentrarchus labrax, Diplodus sargus, Diplodus vulgaris e mugilídeos.

A existência destes cardumes de larvas e juvenis poderá revelar a importância desta área

como uma zona de abrigo para algumas espécies de peixes. A importância das zonas

costeiras adjacentes aos estuários são conhecidas (Prista et al. 2003) e esta estrutura,

adjacente ao estuário, poderá constituir uma zona de abrigo relevante para espécies de

peixes não residentes na área. Para além disso, na proximidade do Porto, mais

propriamente a NW, existe uma grande plataforma rochosa natural (designada de Zona

de Interesse Biofísico das Avencas), que de algum modo, poderá funcionar como zona

de reprodução e/ou abrigo a juvenis de várias espécies, “alimentando” as áreas

adjacentes.

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Este perfil, parece coincidir com o descrito por Clynick (2008), quando estudou a

distribuição de peixes associados a marinas costeiras, no qual concluiu que a

abundância e a diversidade eram maiores nas marinas que estavam localizadas junto à

foz dos estuários e na proximidade de recifes naturais rochosos.

A análise da estrutura das associações de peixes e a relação com as áreas amostradas

revelou uma clara separação entre os pontões flutuantes e as restantes áreas: estes

permitem a fixação de comunidades epibióticas, com características particulares como

as densas comunidades de mexilhões e ascídeas que apenas são encontradas nestas

plataformas e onde as espécies C. rupestris e P. gattorugine são mais frequentes.

O desenho estrutural do Porto pode funcionar como uma estrutura de agregação para as

comunidades de peixes de áreas adjacentes, no entanto, a impossibilidade de efectuar

uma amostragem representativa de um ciclo anual, devido a constrangimentos

meteorológicos, torna as amostragens limitadas e não permite tirar conclusões sobre

qualquer flutuação sazonal ou sobre os factores que possam estar a afectar essas

mesmas flutuações.

A variação espacial das associações de peixes no interior do Porto sugere que estas têm

preferência por determinados locais no interior da estrutura. Esta preferência pode estar

relacionada com as características físicas dos locais, incluindo as diferenças no substrato

– enrocamentos versus pontões flutuantes. No entanto e devido ao carácter exploratório

deste trabalho, deverão ser efectuados mais estudos, no mesmo local, nos quais a

sazonalidade deverá ser um dos factores a explorar, com o objectivo de perceber qual a

sua influência sobre estas associações. Como objectivo complementar, estes estudos

poderão incluir as larvas e os juvenis aí presentes de modo a concluir qual a

proveniência dos mesmos neste habitat em particular.

Para além disso, dever-se-á tentar perceber quais os impactos causados pela construção

deste tipo de estruturas nos habitats adjacentes e se é possível obter um desenho

estrutural que maximize a disponibilidade de habitats para as espécies de peixes e

minimize os impactos negativos que advêem de uma alteração tão profunda de um

ecossistema.

Por fim, e tendo em conta compromissos comunitários, nos quais Portugal é signatário,

é fundamental que se estabeleçam condições de referência e que se proceda a uma

monitorização periódica, para que seja possível avaliar correctamente os efeitos que as

intervenções humanas têm exercido nas zonas costeiras, prevenindo a deterioração e

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perda de biodiversidade nestes ecossistemas únicos com uma elevada importância

ecológica.

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Anexos