PROGRAMA DE RECUPERAÇÃO DAS MATAS LITORAIS

Monitorização e controlo de invasões biológicas

Mapa de Avistamentos de Plantas Invasoras em Portugal

Autores

Elizabete Marchante, Hélia Marchante, Francisca Aguiar, Joana Vicente, Joaquim Sande Silva, José Gaspar

Comissão Científica do Programa de Recuperação das Matas Litorais

a b

ÍNDICE

1. Invasões biológicas por plantas: breve contextualização .................................................................... 1

2. Principais espécies de plantas invasoras presentes nas matas litorais ................................................ 3

2.1 Espécies invasoras lenhosas ......................................................................................................... 3

2.2 Espécies invasoras não-lenhosas .................................................................................................. 6

3. Propostas de monitorização de plantas invasoras ............................................................................. 10

Passo 1. Ocupação das plantas invasoras nas Matas Litorais ...................................................... 10

Passo 2. Monitorização da evolução de áreas (previamente) invadidas ..................................... 10

4. Recomendações para a gestão das espécies de plantas invasoras .................................................... 13

4.1 Medidas de prevenção e deteção-precoce ................................................................................ 14

4.2 Medidas de controlo .................................................................................................................. 17

4.2.1 Espécies invasoras lenhosas ............................................................................................... 18

4.2.2 Espécies invasoras não-lenhosas ........................................................................................ 22

4.3 Formação de técnicos sobre plantas invasoras .......................................................................... 24

5. Referências ......................................................................................................................................... 24

Anexo A1 ................................................................................................................................................ 27

1

1. Invasões biológicas por plantas: breve contextualização

As espécies exóticas1 invasoras2 são um dos mais importantes e reconhecidos elementos das alterações

globais e constituem uma das principais ameaças à biodiversidade (Millennium Ecosystem Assessment,

2005). Cientistas, políticos e organizações não-governamentais (Ministério do Ambiente, 1999; Pagad,

Genovesi, Carnevali, Scalera, & Clout, 2016; Pyšek & Richardson, 2010; União Europeia, 2014; United

Nations, 2015; Joana Raquel Vicente, Queiroz, Marchante, Honrado, & Silva, 2018) reconhecem que estas

espécies afetam negativamente muitos valores como é o caso dos serviços dos ecossistemas (desde a

produção de alimentos aos serviços de polinização, capacidade de resistência a perturbações, regulação

de regimes de fogo e hídricos, de ciclos de nutrientes e recursos genéticos, etc.), da economia, assim como

da saúde e o bem-estar das populações. Na Europa, os impactes económicos atualmente documentados

das espécies exóticas invasoras são superiores a 12 mil milhões de euros/ano, incluindo os danos

diretamente causados por estas espécies bem como os custos de gestão e de controlo, sendo que os

efeitos negativos se tornam particularmente nocivos em áreas protegidas, territórios da rede Natura 2000

e áreas agro-silvo-pastoris de elevado valor natural (Scalera & Zaghi, 2004). Estas espécies são também

consideradas na Agenda 2030 e nos Objetivos de Desenvolvimento Sustentável (ODS), particularmente

no ODS 15 – Proteger a Vida Terrestre, que menciona especificamente: “15.8 - Até 2020, implementar

medidas para evitar a introdução e reduzir significativamente o impacto de espécies exóticas invasoras

nos ecossistemas terrestres e aquáticos, e controlar ou erradicar as espécies prioritárias” (United Nations,

2015). A União Europeia (UE) reconhece formalmente esta ameaça através do Regulamento n.º

1143/2014 (União Europeia, 2014), que salienta a importância da prevenção, Deteção-precoce e

Resposta-rápida, e gestão (incluindo controlo) das espécies exóticas invasoras em território Europeu. Em

Portugal o problema é também reconhecido no Decreto-Lei n.º 565/99, de 21 de dezembro (Ministério

do Ambiente, 1999), o qual sinaliza várias espécies como invasoras, salientando-se que muitas das plantas

invasoras presentes nas Matas Litorais se encontram listadas neste documento.

O Plano Regional de Ordenamento Florestal (PROF) do Centro Litoral e os Planos de Gestão Florestal das

Matas e Perímetros incluídos nas Matas Litorais consideram o controlo de espécies invasoras como um

dos objetivos estratégicos, reconhecendo a importância desta ameaça. Da mesma forma, o Plano Sectorial

da Rede Natura 2000, e em concreto a Ficha do SIC Dunas de Mira, Gândara e Gafanhas (PTCON0055),

onde se inserem várias das Matas Litorais ardidas, indica, como orientações específicas de gestão, a

necessidade de desenvolver atividades de controlo e/ou erradicação das espécies invasoras presentes.

1Exótica (≈ alóctone, introduzida, não-autóctone) - espécie que ocorre fora da sua área de distribuição natural, depois de ser transportada e introduzida pelo Homem, ultrapassando barreiras biogeográficas. 2Invasora - espécie exótica cuja introdução ou propagação se considera que ameaça ou tem um impacte adverso na biodiversidade e nos serviços dos ecossistemas conexos (União Europeia, 2014).

2

Neste contexto, esta ação do Programa de Recuperação das Matas Litorais (PRML) propõe explorar a

monitorização e o controlo de espécies exóticas invasoras, em particular de plantas, uma vez que em

muitas das áreas ardidas em outubro de 2017 estavam já disseminadas espécies de plantas invasoras que

recuperam facilmente após os incêndios, como é o caso das acácias e das háqueas. Estas espécies

beneficiam com o fogo (por ex., no caso das acácias as sementes são estimuladas a germinar) e, como tal,

é expectável que invadam rapidamente as áreas previamente invadidas, muitas vezes com maior

potencial de colonização e de estabelecimento do que anteriormente. De facto, em Abril de 2018 já se

observava esta dinâmica de invasão em diversos locais das Matas Litorais ardidos no ano passado(ver 2.1),

pelo que se torna urgente atuar. Em várias das áreas estavam previamente presentes outras espécies

exóticas invasoras que, apesar de poderem não ser favorecidas diretamente com os incêndios, podem

beneficiar com a abertura de espaço (criação de novos habitats), com a maior disponibilidade de luz, e

com a oportunidade derivada à perturbação originada pela ocorrência de um incêndio. A problemática

das plantas invasoras está diretamente interligada com as temáticas de outros capítulos, pelo que deverá

ser abordada de forma transversal, especialmente no capítulo 9. Neste capítulo, relacionado com a

recuperação de longo prazo, é essencial incluir as espécies invasoras tanto nos modelos de silvicultura

como no aumento da resistência das matas a fatores bióticos (silvicultura preventiva).

Os cidadãos, adicionados a este quadro, constituem por um lado importantes vetores de introdução e

dispersão de espécies exóticas e invasoras, mas por outro lado representam um contributo significativo

para a gestão e controlo destas espécies bem como para a mitigação dos problemas socio-ecológicos por

elas desencadeados. Neste contexto, em estreita ligação com o capítulo 11 (Participação pública e

sensibilização), é importante incluir a sensibilização e a informação do público nas questões de prevenção

e gestão das invasões biológicas. Da mesma forma, é importante que em conjunto com os cidadãos e

todas as partes interessadas, se encontrem alternativas viáveis à utilização das espécies exóticas invasoras

presentes nas áreas.

Através das propostas de monitorização e de controlo de plantas invasoras nas Matas Litorais espera-se

contribuir de forma significativa para a gestão deste risco ambiental e para a valorização dos recursos

endógenos naturais e dos serviços dos ecossistemas, nomeadamente promovendo a biodiversidade

autóctone3 e as espécies de produção.

3

2. Principais espécies de plantas invasoras presentes nas matas litorais

Numa primeira prospeção feita nas Matas Litorais, a 24 de abril de 2018, foram identificadas diversas

espécies de plantas invasoras que se listam nas seções abaixo e se especificam nas Tabela 1 e 2.

Considerando as áreas científicas de trabalho dos especialistas que contribuíram para este capítulo e o

facto de algumas espécies invasoras animais4 terem sido consideradas no capítulo 5 (Monitorização e

controlo de problemas fitossanitários), incluem-se neste capítulo apenas espécies de plantas. Salienta-se,

no entanto, que no âmbito deste projeto não foi possível percorrer toda a extensão das Matas Litorais,

pelo que é possível a existência de outras espécies de plantas exóticas invasoras não detetadas e que

serão confirmadas em projetos futuros.

2.1 Espécies invasoras lenhosas

Entre as espécies invasoras lenhosas mais disseminadas e com maiores impactes destacam-se nas Matas

litorais várias espécies de acácias (Tabela 1), sendo a espécie dominante a acácia-de-espigas (Acacia

longifolia). Esta espécie causa diversos tipos de impactes já quantificados a vários níveis, por exemplo:

diminui o número e a ocupação das outras espécies de plantas autóctones, altera a estrutura das

comunidades vegetais e a sua dinâmica sazonal (Hellmann et al., 2011; H. Marchante, Marchante, Freitas,

& Hoffmann, 2015), transforma os parâmetros químicos e biológicos do solo (E. Marchante, Kjøller,

Struwe, & Freitas, 2008b, 2008a; Rodríguez-Echeverría, Crisóstomo, Nabais, & Freitas, 2009) e pode

modificar o regime de fogo (Le Maitre et al., 2011). Estes impactes traduzem-se em alterações no

funcionamento dos ecossistemas (E. Marchante et al., 2008b; Rascher, Hellmann, Máguas, & Werner,

2012) bem como nas redes ecológicas de plantas e comunidades de insetos galhadores associados (López-

Núñez, Heleno, Ribeiro, Marchante, & Marchante, 2017), causando maior dificuldade na recuperação das

comunidades autóctones, tanto a nível do solo (E. Marchante, Kjøller, Struwe, & Freitas, 2009) como da

vegetação (H. Marchante, Freitas, & Hoffmann, 2011). Algumas das mudanças causadas por esta invasão

são rápidas (meses/poucos anos) enquanto outras levam décadas até se tornarem evidentes podendo

não ser detetadas em estudos de curto prazo (H. Marchante et al., 2015). Estes impactes, ainda que

melhor estudados para a acácia-de-espigas, são provavelmente semelhantes aos causados por outras

espécies de acácias, um pouco por todo o território (Lorenzo, Gonzàlez, & Reigosa, 2010)

4

Tabela 1 Principais espécies de plantas invasoras lenhosas que ocorrem nas Matas Litorais.

Nome (científico e

comum)

Família Área de origem Foto

Acacia dealbata

Link.

mimosa

Fabaceae Austrália

Acacia longifolia

(Andrews) Willd.

acácia-de-espigas

Fabaceae Austrália

Acacia mearnsii

De Wild.

acácia-negra

Fabaceae Austrália

Acacia

melanoxylon R.Br.

austrália

Fabaceae Austrália

Acacia pycnantha

Bentham

acácia

Fabaceae Austrália

Acacia retinodes

Schlecht.

acácia

Fabaceae Austrália

5

Acacia saligna

(Labill.) H. L.

Wendl.

acácia

Fabaceae Austrália

Acacia verticillata

(L'Hérit.) Willd.

acácia-de-folhas-

verticiladas

Fabaceae Austrália

Ailanthus altissima

(Mill.) Swingle

espanta-lobos

Simaroubaceae China

Hakea salicifolia

(Vent.) B.L.Burtt

háquea-folhas-de-

salgueiro

Proteaceae Austrália

Hakea sericea

Schrad. & J. C.

Wendl.

háquea-picante

Proteaceae Austrália

Robinia

pseudoacacia L.

robínia

Fabaceae América do

Norte

Assinalam-se a negrito as espécies mais frequentes que dominavam em várias áreas das Matas Litorais. Além destas espécies é possível que existam outras não identificadas nesta análise. *por confirmar se existe dentro das matas ou nas imediações.

6

São também muito frequentes nas Matas Litorais a mimosa (Acacia dealbata), a austrália (A.

melanoxylon), em menor extensão a acácia-negra (A. mearnsii) e outras espécies de acácia (A. saligna, A.

retinodes e A. pycnantha). Podem ainda encontrar-se, ainda que com menor frequência, a háquea-picante

(Hakea sericea), a falsa-acácia (Robinia pseudoacacia) e, pontualmente, a acácia-de-folhas-verticiladas (A.

verticillata), a háquea-folhas-de-salgueiro (Hakea salicifolia) e o espanta-lobos (Ailanthus altíssima,

Tabela 1). Todas as espécies acima, com excepção de A. verticillata, estão listadas como invasoras no

Decreto-Lei n.º 565/99.

Figura 1. Pormenor do Mapa de Avistamentos de Plantas Invasoras em Portugal (plataforma de ciência-cidadã invasoras.pt) onde se observa a localização de espécies invasoras lenhosas (a) e não-lenhosas (b) na área abrangida pelo projeto. O mapeamento não é exaustivo limitando-se aos pontos submetidos pelos utilizadores da plataforma, mas ilustra a presença das espécies. A maioria dos registos foi obtida antes de outubro de 2017.

2.2 Espécies invasoras não-lenhosas

a b

7

Entre as espécies invasoras não-lenhosas mais disseminadas e com maiores impactes ao longo das áreas

abrangida pelo projeto destacam-se: o chorão-das-praias (Carpobrotus edulis), a cana (Arundo donax) e a

erva-das-pampas (Cortaderia selloana) (Tabela 2). Ainda que com menor distribuição, são também muito

comuns a erva-gorda (Arctotheca calendula), a piteira (Agave americana), a bons-dias (Ipomoea indica),

as azedas (Oxalis pes-caprae), a tintureira (Phytolacca americana), várias espécies de avoadinhas (Conyza

spp.), a figueira-do-inferno (Datura stramonium), várias espécies de erva-rapa (Bidens spp.), a erva-da-

fortuna (Tradescantia fluminensis) e possivelmente ainda algumas espécies aquáticas como o jacinto-de-

água (Eichhornia crassipes), a erva-pinheirinha (Myriophyllum aquaticum), a elódea (Elodea canadensis)

e a azola (Azolla filiculoides) (Tabela 2, Figura 1b).

Tabela 2. Principais espécies de plantas invasoras não-lenhosas presentes nas Matas Litorais.

Nome (científico

e comum)

Família Área de origem Foto

Agave americana

L.

piteira

Agavaceae México e Oeste

do EUA

Arctotheca

calendula (L.)

Levyns

erva-gorda

Asteraceae Africa-do-Sul

Arundo donax L.

cana

Poaceae Parte oriental da

Europa, Ásia tem-

perada e tropical,

mas a sua origem

não é consensual.

Azolla filiculoides

Lam.

azola

Azollaceae América tropical

8

Bidens spp.

erva-rapa

Asteraceae América do Norte

(B. frondosa)

Carpobrotus

edulis (L.)N.E. Br.

chorão-das-

praias

Aizoaceae África-do-Sul

Conyza spp.

avoadinhas

Asteraceae América do Sul e

Norte (depende

das espécies)

Cortaderia

selloana (Schult.

& Schult.f.) Asch.

& Graebn.

erva-das-pampas

Poaceae Parte tropical da

América do Sul

(Chile e

Argentina)

Datura

stramonium L.

figueira-do-

inferno

Solanaceae Sul da América

tropical

Eichhornia

crassipes* (Mart.)

Solms.

jacinto-de-água

Pontederiacea

e

América do Sul,

bacia Amazónica

Elodea

canadensis*

Michx.

elódea

Hydrocharitac

eae

América do Norte

9

Ipomoea indica

(Burm.) Merr.

bons-dias

Convolvulacea

e

Zona tropical da

América do Sul,

Ásia e Havai

Myriophyllum

aquaticum*

(Velloso) Verdc.

erva-pinheirinha

Haloragaceae América do Sul:

estados meridio-

nais do Uruguai

Brasil, Chile, Peru

e Argentina

Oxalis pes-caprae

L.

azedas

Oxalidaceae África-do-Sul

Phytolacca

americana L.

tintureira

Phytolacaceae América do Norte

Tradescantia

fluminensis

Velloso.

erva-da-fortuna

Commelinacea

e

América do Sul

Assinalam-se a negrito as espécies mais frequentes que dominavam em várias áreas das Matas Litorais. Além destas espécies é possível que existam outras não identificadas nesta análise. *por confirmar se existe dentro das matas ou nas imediações.

10

3. Propostas de monitorização de plantas invasoras

Com base na prospeção preliminar e considerando a extensa área de análise e a diversidade de espécies

de plantas invasoras presentes, propõem-se diferentes metodologias de monitorização, incorporando por

um lado a cartografia base da ocorrência e abundância das diferentes espécies, bem como a sua dinâmica

ao longo do tempo. A cartografia de base da distribuição das espécies bem como a monitorização são

essenciais para a leitura e estabelecimento de prioridades tanto ao nível das espécies como das áreas

geográficas a intervir. As metodologias e ferramentas a apresentar servirão, ao nível do utilizador, de

apoio à tomada de decisão na gestão das espécies invasoras, de forma a esta ser o mais sustentável, eficaz

e realista possível. Neste capítulo incluem-se propostas para a monitorização a duas escalas temporais:

propostas a serem implementadas numa perspetiva de curto/médio-prazo (até 5 anos), complementadas

com propostas para aumentar a resistência e resiliência das áreas de estudo às espécies de plantas

invasoras numa perspetiva de longo-prazo (apresentadas no capítulo 9).

Assim, as principais etapas para monitorização de plantas invasoras são as seguintes:

Passo 1. Ocupação das plantas invasoras nas Matas Litorais

Inicialmente deve ser feito um diagnóstico do estado atual da área, através de uma cartografia tão

detalhada e exaustiva quanto possível das plantas invasoras ao longo das Matas Litorais, tendo em conta

o compromisso entre o ótimo cartografado e a urgência de obter o produto final. É importante referir que

este diagnóstico é imprescindível para a melhor (e atempada) gestão das espécies e das áreas. A

cartografia poderá ser realizada com recurso a produtos de Deteção remota (imagens de satélite e de

radar e/ou de veículos aéreos não-tripulados, VANT), complementada e validada com prospeção em

campo.

Na impossibilidade de realizar o reconhecimento presencial das áreas de distribuição de todas as espécies

acima referidas (é fundamental que esta etapa seja rápida de forma a apoiar intervenções precoces)

deverá ser dada prioridade às espécies lenhosas e a algumas das herbáceas que possuem mais impactes

negativos reconhecidos (por ex., chorão-das-praias e erva-das-pampas). Em algumas situações, poder-se-

á também optar por referenciar grupos de espécies relacionados com o tipo de intervenção a efetuar (por

ex., dentro do género Acacia agrupar as espécies que podem ser sujeitas ao mesmo tipo de intervenção).

Algumas das áreas das Matas serão selecionadas para monitorização, a médio-longo prazo, da dinâmica

da distribuição das espécies de plantas invasoras, sendo que para estas áreas se torna fundamental uma

cartografia detalhada das espécies.

Passo 2. Monitorização da evolução de áreas (previamente) invadidas

11

O objetivo deste projeto foca-se em controlar/gerir todas as espécies invasoras a longo-prazo, uma vez

que será difícil fazê-lo no curto-prazo em todas as áreas (re) invadidas visto que várias das espécies

presentes possuem bancos de sementes numerosos e/ou duradouros (alguns poderão ter sido

parcialmente esgotados pelo fogo, mas nunca na sua totalidade) e rebentam vigorosamente de touças,

raízes ou a partir de outros propágulos. Assim, propõem-se várias abordagens complementares que

permitem monitorizar a evolução da ocupação das espécies de plantas invasoras em áreas (previamente)

invadidas. A rede de monitorização deverá ser, pelo menos em parte, flexível (ver Abordagem 1 abaixo)

de forma a existir capacidade de adaptação de acordo com a evolução das áreas invadidas.

Abordagem 1. Parcelas experimentais para monitorização e reabilitação de áreas (previamente)

invadidas

Tanto em áreas ardidas previamente invadidas (ou áreas localizadas próximas destas) como em áreas não

ardidas, mas invadidas, sujeitas ou não a intervenções de controlo de plantas invasoras, propõe-se o

estabelecimento de uma rede de parcelas de monitorização utilizando uma metodologia de amostragem

proporcional estratificada, em articulação com o programa e rede de parcelas propostos no capítulo 10.

A rede será definida em maior detalhe posteriormente, mas idealmente deverá ter uma componente

estática (para avaliação da evolução ao longo do tempo), uma componente pseudo-flexível, com pontos

selecionados a serem amostrados apenas numa periodicidade temporal a definir (por ex., um total de 50

pontos a serem amostrados 10 por cada ano), e alguns pontos selecionados com base em modelos

(componente flexível) que podem ser alterados anualmente dependendo dos resultados dos modelos

mais atuais (Joana R Vicente et al., 2016). Esta rede permitirá avaliar a longo-prazo e ao longo do tempo

(selecionar consoante as situações): 1) a recuperação das espécies invasoras, incluindo a determinação

dos efeitos do fogo; 2) a capacidade de dispersão das espécies invasoras, incluindo a avaliação do banco

de sementes (mesmo em zonas ardidas); 3) a recuperação das espécies autóctones; 4) a eficácia das

metodologias de controlo das espécies invasoras, incluindo o acompanhamento das diferentes

intervenções nas áreas controladas; 5) o sucesso das diferentes metodologias e tipo de intervenção (por

ex., ausência de intervenções, intervenções por grupos de voluntários, intervenções por profissionais); 6)

outros objetivos a definir posteriormente.

12

O objetivo desta abordagem é o estabelecimento de uma rede de parcelas de monitorização que reflitam

vários tipos de combinações fogo/invasão e de espécies autóctones/invasoras (a selecionar), a

monitorizar com uma periodicidade a definir, numa ótica de longo-termo, podendo posteriormente

considerar-se integrar estes locais um sítio LTER (já classificado ou a classificar). Idealmente, as parcelas

de monitorização deverão abranger tipologias de invasão diversas, e possuir uma dispersão geográfica

representativa em todas as Matas Litorais incluídas neste projeto. Entre as parcelas selecionadas, será

muito útil selecionar algumas nas áreas sujeitas a intervenção, a acompanhar pelos técnicos do ICNF ou

outros, com a finalidade de se proceder a uma gestão adaptativa e ajustada à recuperação tanto das

espécies invasoras (juntamente com o estudo da eficácia das metodologias de controlo), como das

autóctones e/ou das espécies entretanto instaladas.

Adicionalmente, uma vez que atualmente já existe o estabelecimento de populações do agente de

controlo biológico de acácia-de-espigas, Trichilogaster acaciaelongifoliae (H. Marchante et al., 2017)5, nas

imediações das áreas ardidas, propõe-se uma seleção de parcelas complementares, em particular onde a

acácia-de-espigas está a germinar na área ardida, de forma a acompanhar o estabelecimento do agente

de controlo biológico e avaliar o seu potencial para ajudar a conter o (re) estabelecimento desta espécie

invasora. Sugere-se a marcação de parcelas periféricas com distâncias crescentes à população

estabelecida, para avaliar a capacidade (e velocidade) de dispersão do agente, considerando as diferentes

intervenções que ocorrerem. Estas parcelas poderão ser monitorizadas no campo, mas também com

recurso a VANT’s e imagens de satélite (ver Abordagem 2).

Abordagem 2. Deteção remota de plantas invasoras

Complementarmente à Abordagem 1, será avaliada a evolução temporal da distribuição das espécies de

plantas invasoras nas Matas Litorais. Considerando a extensão das Matas Litorais, será difícil uma

monitorização baseada apenas em trabalho de campo que abranja toda a área, pelo que se propõe a

utilização de tecnologias de Deteção remota, incluindo imagens de satélite multiespectrais e de radar (ou

outras) e de VANT. Considerando as espécies invasoras presentes será possível, por um lado, detetar a

presença de algumas espécies de forma muito precoce, permitindo a aplicação de medidas de controlo

mais eficazmente, e, por outro lado, monitorizar a distribuição e dispersão de espécies mais conspícuas.

Paralelamente, utilizando estas ferramentas será possível monitorizar a presença, recuperação e

distribuição de algumas espécies autóctones de interesse para a região. A utilização de imagens de satélite

será ajustada à avaliação de manchas de maior dimensão e apresenta-se como uma proposta de execução

mais simples e económica. Os VANT poderão apenas ser utilizados em zonas de menor expressão ou em

que a avaliação precisa de um detalhe espacial e espetral mais elevado. No entanto, dado que será

provavelmente necessário a utilização de sensores multiespectrais ou de radar, esta opção revela-se mais

onerosa e de difícil implementação.

13

Abordagem 3. Modelação para prever a dinâmica das invasões

Também como complemento à monitorização e de forma a melhor planear a prevenção e Deteção-

precoce/vigilância (Secção 4.1) e as outras fases da gestão, propõe-se o desenvolvimento de modelos que

apoiem a previsão da ocorrência e a dinâmica da ocupação de espécies invasoras alvo, com base em

condições atuais e cenários de alterações ambientais futuras (por exemplo, alterações climáticas, de uso

do solo/ocupação do solo, perturbações, fogos, etc.). Os modelos a desenvolver terão como foco espécies

selecionadas, a estudar em maior detalhe e poderão também incluir o conflito com áreas onde estão

presentes espécies de interesse / autóctones e/ou valores naturais de forma a produzir previsões

espacialmente explícitas de áreas prioritárias para uma gestão específica. Os modelos poderão também

servir para criar mapas de risco de invasão para as áreas de estudo, como complemento à gestão, que

deve ser adaptada de acordo com o risco previsto. Os dados para alimentar os modelos serão

provenientes maioritariamente dos resultados da Abordagem 2, bem como de informação proveniente

da plataforma de ciência-cidadã Invasoras.pt.

4. Recomendações para a gestão das espécies de plantas invasoras

Esta secção tem estreita ligação com o capítulo 9, em particular com a secção relativa à silvicultura

preventiva.

A gestão das espécies invasoras deverá ser holística e adaptativa, de forma a lidar com a recuperação à

escala do ecossistema, tanto de espécies autóctones como de invasoras, assim como com o sucesso ou

fracasso das metodologias de controlo aplicadas. Para tal, é necessário avaliar e quantificar as espécies

que recuperam nas áreas de estudo adaptando a cada momento a gestão de forma a aumentar as

hipóteses de sobrevivência das espécies autóctones, ou outras, selecionadas (capítulo 9), tanto das que

regeneram naturalmente como das que forem re-instaladas. Dada a dificuldade em agir holisticamente

nas áreas onde vão surgir plantas invasoras, será necessário estabelecer prioridades de atuação. Lidar

com as espécies invasoras nas áreas de intervenção só será possível através de uma abordagem flexível e

adaptativa que permita um ajuste contínuo das prioridades e estratégias de gestão, considerando a

resposta das Matas (entenda-se dos ecossistemas, incluindo espécies invasoras, autóctones re-

introduzidas ou que recuperem e outras espécies utilizadas para produção, ver capíulos 5 a 7 e 9), assim

como as diferentes estratégias das espécies invasoras em resposta às intervenções de gestão ou a outros

fatores bióticos e abióticos (ver 3 e também capítulo 9).

14

Por outro lado, a gestão das espécies invasoras precisa de se apoiar não só nas monitorizações que vão

sendo realizadas (Secção 3), mas também na forma como as Matas e os serviços dos ecossistemas

associados são percecionados e valorizados pelas populações que usufruem das mesmas (Foxcroft &

McGeoch, 2011; ligação com o capítulo 11). Para tal, será necessária uma partilha contínua de

conhecimento e dados de monitorização entre técnicos do ICNF, investigadores, populações locais e

outras partes interessadas procedendo-se à realização de workshops (a ajustar, mas como ponto de

partida propõem-se duas vezes por ano) com todos os intervenientes. As estruturas legais e institucionais

devem ser adaptadas para que se tornem mais flexíveis e focadas na Deteção-precoce e Resposta-rápida

das espécies invasoras e potencialmente invasoras (indo de encontro aos objetivos da Legislação

Europeia, União Europeia, 2014). Será também necessário avaliar de forma equilibrada a valorização de

espécies invasoras e dos seus efeitos nas funções e nos serviços dos ecossistemas com base não apenas

nos impactes negativos conhecidos e quantificados, mas também nos seus impactes positivos na alteração

dos ecossistemas florestais (Vaz et al., 2017).

A gestão de plantas invasoras deve ser assim adaptativa (tendo em conta a recuperação de plantas

invasoras e autóctones), planeada a médio-longo-prazo, de forma sustentável e articulada com os

objetivos e modelos de silvicultura (capítulo 9) que se preconizem para cada área. Em várias das áreas

será possivelmente necessário investir em restauração ativa, por exemplo sementeiras ou plantações

(mais dispendiosas) que, por um lado, atrasem a recuperação das espécies invasoras e, por outro,

favoreçam o desenvolvimento e dispersão das espécies autóctones (mais desenvolvido no capítul 9)

Nas imediações das Matas surgem áreas ocupadas por várias espécies de plantas invasoras, pelo que seria

muito importante articular-se com os proprietários o controlo das populações de plantas invasoras com

o intuito de proteger as Matas e todo o investimento que for feito no controlo de invasões; caso contrário

as Matas Litorais Nacionais irão seguramente ser (re) colonizadas facilmente por espécies invasoras.

4.1 Medidas de prevenção e deteção-precoce

Considerando os impactes a nível ecológico, económico e social das plantas invasoras e a expectável (e já

observável) re-invasão após os incêndios de outubro de 2017, é crucial otimizar os recursos existentes

(possivelmente limitados) em estratégias que permitam uma gestão de maior sucesso. A Prevenção,

Deteção-precoce e Resposta-rápida são cruciais para diminuir a introdução, dispersão e estabelecimento

de espécies com potencial invasor e minimizar os impactes das plantas invasoras. De facto, as

intervenções nestas fases são geralmente mais eficazes em termos de custos (Pyšek e Richardson, 2010)

quando comparadas com fases posteriores em que as espécies estão já estabelecidas e muito dispersas,

justificando-se assim um forte investimento para melhorar os protocolos e técnicas disponíveis. Nesse

contexto, é vital dar prioridade à prevenção e à Deteção-precoce de novos focos de (novas ou já existente)

espécies invasoras, de forma a promover uma gestão mais sustentável e que limite novas áreas invadidas

nas Matas Litorais. A prevenção terá necessariamente que passar pela sensibilização e divulgação deste

tema junto das populações (ver 4.3 e ligação com o capítulo 11).

15

É também importante estabelecer prioridades em termos de espécies e de áreas a intervir. Na Tabela 3

apresenta-se uma primeira proposta de priorização do tipo de área invadida, considerando a magnitude

das invasões, as espécies, os recursos existentes, a severidade do fogo e o tipo de ecossistemas. No

entanto, esta proposta será necessariamente discutida de acordo com as prioridades de outros capítulos,

do ICNF e do contexto de cada área invadida. O raciocínio que serviu de base ao estabelecimento destas

prioridades teve a ver com a priorização de áreas onde a probabilidade de sucesso no controlo das

espécies invasoras é potencialmente superior com menos recursos, avançando só depois para áreas que,

apesar de apresentarem situações mais “gravosas”, necessitam de investimentos maiores para terem

sucesso no controlo e subsequente recuperação das áreas. Adicionalmente, procuraram priorizar-se áreas

que, ao ser controladas, reduzem o potencial de novos focos de invasão, que fácil e rapidamente têm

capacidade para progredir e aumentar a dificuldade de controlo.

A partir da cartografia produzida no Passo 1, será possível um conhecimento detalhado da distribuição

das espécies invasoras no território, pelo que a Deteção-precoce de novas (ou do aparecimento ou

aumento das existentes) espécies invasoras será facilitada. A entrada de novas espécies com potencial

invasor é um fenómeno relativamente frequente e poderá ocorrer com maior probabilidade a partir de

áreas como jardins, viveiros, Portos (por ex., Figueira da Foz), etc. As áreas ardidas, quer pela ausência de

competição, quer pela perturbação sofrida são áreas onde o estabelecimento de algumas dessas espécies

é facilitado. É necessário prevenir a disseminação de espécies invasoras para novas áreas, por exemplo,

no caso da háquea-picante que facilmente dispersa as sementes para fora das áreas previamente

invadidas, mas também considerando que a abertura de largas extensões sem vegetação cria

oportunidades para muitas espécies invasoras se dispersarem. A sua Deteção-precoce, enquanto

apresentam distribuições ainda limitadas, pode permitir de forma mais fácil e menos dispendiosa o seu

controlo / contenção ou mesmo erradicação. Para esta fase será essencial estabelecer um programa de

monitorização (ver 3) em articulação com o sistema de informação de vigilância das espécies exóticas

invasoras em desenvolvimento pelo ICNF, no âmbito do Regulamento (EU) n.º 1143/2014 (União

Europeia, 2014).

A Deteção-precoce pode priorizar espécies ou áreas (por exemplo, habitats com maior valor de

conservação, áreas propensas a invasão, espécies com maior risco de invasão, etc.), a fim de aumentar a

sua eficácia. Para tal, é importante integrar também nesta fase ferramentas de Deteção remota e

modelação (ver 3, Passo 2, Abordagem 2 e Abordagem 3) como apoio à Deteção-precoce e gestão. A

Resposta-rápida deve incluir um inventário rápido e detalhado das populações que ocorrem em toda a

área circundante, de modo a evitar que pequenos focos dispersos passem despercebidos, uma vez que

estes podem dificultar a erradicação (ainda que esta só seja possível localmente). Será também necessário

a formação de técnicos do ICNF, populações e/ou outras partes interessadas que possam contribuir para

a Deteção-precoce e vigilância de espécies invasoras e potencialmente invasoras (Holcombe & Stohlgren,

16

2009). Estas medidas devem ser desenvolvidas em articulação com o capítulo 11, de forma à problemática

das invasões biológicas ser abordada no Museu da Floresta.

Tabela 3. Priorização de intervenção nas áreas invadidas, dependendo por exemplo da densidade, espécie, ardida ou não, facilidade de intervenção, recursos necessários e tipo de área.

Prioridade 1 Ação rápida, custos reduzidos

Zona de proteção queimada com acácia(s) ou outras invasoras em situações

pontuais

Zona de produção queimada com acácia(s) ou outras invasoras pouco densas

Zona de dunas com acácia(s) ou outras (ex. chorão-das-praias) espécies

invasoras em situações pontuais

Outras invasoras localizadas ou pontuais (ex. cana, erva-das-pampas)

Etc.

Prioridade 2 Ação pouco morosa, custos reduzidos

Zona com háquea-picante na beira da estrada, dunas ou outras localizações

Zona de produção queimada, com acácia-de-espiga (ou outras) limitadas à

margem

Zona ripícola pouco invadida com pouca germinação de acácia(s) e eucalipto

Etc.

Prioridade 3 Ação a médio-prazo, a necessitar articulação com outras ações (ex. restauro)

Zona com acácias vivas (exceto de recreio) de grande porte (descasque)

Zona ripícola com muita germinação de eucalipto e acácia

Zona de pinhal em idade corte com acácias no sub-coberto

Etc.

Prioridade 4 Ação a longo-prazo, a necessitar articulação com outras ações (ex. restauro)

Zona de proteção, desde duna primária, com acácia densa, não-queimada

Zona de recreio (ou ripícola) com acácias grandes vivas

Zona de recreio com acácias "podadas"

Etc.

17

4.2 Medidas de controlo

As elevadas taxas de crescimento e/ou dispersão de muitas das espécies de plantas invasoras presentes

nas Matas Litorais permitem facilmente prever que em muitas situações estas se irão estabelecer mais

rapidamente do que as espécies autóctones que regenerem naturalmente e/ou venham a ser plantadas

ou semeadas (como é já visível). É por isso crucial adaptar as medidas de recuperação (sementeiras e

plantações) e modelos de silvicultura (em articulação com o capítulo 9) ao desenvolvimento das plantas

invasoras que surgirem, de forma a não colocar em risco outras medidas de gestão.

As medidas de controlo a definir para cada espécie invasora e área deverão ter em conta vários fatores:

1) as características da espécie; 2) as prioridades em termos de espécies (por ex., espécies com mais

impactes ou que frutifiquem primeiro devem ser priorizadas); 3) as prioridades em termos de locais (ex.

áreas mais vulneráveis ou com espécies ou outros valores a proteger); 4) os recursos disponíveis; 5) as

metodologias de controlo disponíveis e suas vantagens e desvantagens considerando os diferentes

contextos e recursos; 6) a necessidade de assegurar controlos de continuidade e manutenção; 7) a

densidade e frequência da espécie invasora; 8) o tipo de solo; 9) a fase do ciclo de vida da invasora; 10) a

suscetibilidade dos habitats (aquáticos, povoamentos, dunas) à invasão; etc.

Ainda que as medidas de controlo possam, por vezes, ser diferentes de espécie para espécie, nas áreas

onde existir mais do que uma espécie invasora é importante que o controlo considere todas as espécies,

já que a eliminação de uma espécie invasora pode abrir espaço e potenciar a presença/distribuição outras

espécies invasoras em populações diminutas. Apesar de ser necessário adaptar a gestão e medidas de

controlo às especificidades das áreas invadidas (por ex. dunas litorais, floresta de proteção, floresta de

produção ou zonas ribeirinhas) as metodologias de controlo são em geral transversais, e podem ser

consultadas na Tabela 4, sendo discutidas depois as metodologias preferenciais para cada espécie ou

grupo de espécies e tipologia de área/situação. Mais detalhes das diferentes metodologias podem ser

consultados na plataforma invasoras.pt que inclui vídeos explicativos das principais metodologias.

Tanto em áreas ardidas como não ardidas, e independentemente da espécie ou tipo de área, os controlos

iniciais não serão na maioria dos casos suficientes, pelo que devem obrigatoriamente ser assegurados

controlos de continuidade (a curto/médio-prazo) e de manutenção (a longo-prazo) que possam lidar com

novas fases de germinação, rebentamento de touça e/ou raiz, ou propagação vegetativa de propágulos,

dependendo das espécies.

18

Tabela 4. Tipo de controlo (a selecionar mediante tipologia de situação, densidade, conservação, recursos, etc.)

Assinalam-se a negrito as espécies mais frequentes que dominavam em várias áreas das Matas Litorais. Além destas espécies é possível que existam outras não identificadas nesta análise. *por confirmar se está dentro das matas ou nas imediações.

4.2.1 Espécies invasoras lenhosas

No caso de espécies como as acácias e as háqueas o fogo estimula e diminuiu (potencialmente) muito os

seus bancos de sementes (bancos de sementes no solo no caso das acácias, e arbóreos no caso das

háqueas), pelo que é expectável uma rápida re-invasão das áreas (mantendo-se principalmente, mas não

exclusivamente, nas proximidades e áreas antes invadidas, no caso das acácias, e expandindo-se para

além das áreas no caso das háqueas), pelo que é essencial eliminá-las, quer as que germinem entretanto,

quer as que rebentem de touça e/ou raiz. No entanto, há que aproveitar a diminuição do banco de

sementes para impedir a produção de novas sementes que reiniciem o ciclo, ou seja, a janela de

oportunidade de controlo para estas espécies é relativamente pequena, já que algumas espécies

produzem sementes ao fim de dois anos ou mesmo antes.

Espécie cortecorte +

herbicida

injecção de

herbicidadescasque

arranque (manu-

al ou mecânico)

controlo

natural

outro (pastoreio, fogo controlado,

ensombramento, arranque com

máquinas, redes de contenção, etc)

fazer

nada

Acacia dealbata x x x x x x

Acacia longifolia x x x x x

Acacia mearnsii x x x x x x

Acacia melanoxylon x x x x x x

Acacia pycnantha x x x x x x

Acacia retinodes x x x x x x

Acacia saligna x x x x x x

Agave americana x x x

Ailanthus altissima x x x x

Arctotheca calendula x

Arundo donax x x x x

Bidens sp. x x

Carpobrotus edulis x

Conyza spp. x x x

Cortaderia selloana x x x x

Datura stramonium x x

Eichhornia crassipes* x

Elodea canadensis* x

Eucalyptus globulus x x x x x x

Hakea sericea x x x

Ipomoea indica x x x

Myriophyllum aquaticum* x

Oxalis pes-caprae x x x x

Phytolacca americana x

Robinia pseudoacacia x x x x x

Tradescantia fluminensis x x x

19

A maioria das espécies de acácia acumula sementes no solo (‘banco de sementes’), em grande número

(por vezes muitos milhares por m2) e estas podem permanecer viáveis no solo durante muitos anos (H.

Marchante, Freitas, & Hoffmann, 2010; Passos, Marchante, Pinho, & Marchante, 2017). A germinação

destas sementes é estimulada pelo fogo: dependendo da profundidade a que estavam situadas e das

temperaturas que o fogo atingiu em cada local, algumas sementes podem ter sido destruídas (muitas

sementes são destruídas a 150ºC ou mesmo menos, pelo que as sementes à superfície, por vezes até

1,5cm, morrem mais facilmente) mas é expectável que muitas venham a germinar e a re-invadir as áreas

onde as espécies ocorriam, como já é possível observar em alguns dos locais. Santos e colaboradores

(2010) realizaram um estudo experimental sobre os padrões de germinação do banco de sementes

utilizando solo de pinhais da Mata Nacional de Leiria. Os resultados apontaram para diferentes grupos

funcionais de espécies, com diversas respostas ao fogo. A acácia-de-espigas (Acacia longifolia) inclui-se

no grupo das ‘pirófitas extremas’ com respostas rápidas sob a forma de abundante germinação do banco

de sementes que se estabelece a baixa profundidade do solo, em oposição a espécies autóctones como o

sanguinho-das-sebes (Rhamnus alaternus) ou o lentisco (Phillyrea angustifolia), com bancos de sementes

mais profundos mas menores taxa de germinação.

A rapidez com que as sementes germinarão depende de várias condições, como a disponibilidade de água

e as temperaturas verificadas, mas muitas já germinaram. Jovens plantas que germinaram há pouco

tempo (o que não se aplica a plantas que tenham rebentado de raízes ou touças), ainda não têm reservas

armazenadas nos órgãos subterrâneos que lhes permitam rebentar vigorosamente. Assim, esta situação

demonstra uma ótima janela de oportunidade para intervir antes que as plantas cresçam muito, mas já

depois de terem morrido aquelas que não vingariam (se o Verão for muito seco muitas podem morrer),

devem todas ser eliminadas. As metodologias para eliminar jovens indivíduos devem ser adaptadas ao

contexto (biótico e abiótico) e recursos disponíveis. Pode ser utilizado, por exemplo, corte com

motorroçadora quando a densidade e área o justificarem, arranque manual em ações de voluntariado,

pastoreio, mobilização superficial do solo, etc. Se a técnica de corte com motorroçadora for aplicada, é

importante que o corte seja realizado a menos de palmo de altura da planta uma vez que se for feito a

uma altura superior a probabilidade de os indivíduos formarem rebentos aumenta, o que exigiria a

aplicação de outras medidas posteriormente.

20

Se a aplicação das ações de controlo se atrasar, é essencial que as acácias (assim como outras plantas

invasoras) não cresçam o suficiente para voltar a formar sementes, caso contrário, estará recriado o ciclo

da sua regeneração seminal. Dependendo do tamanho de banco de sementes no solo, o surgimento de

novas plântulas por germinação (provenientes das sementes que ainda tenham ficado no solo) pode

voltar a ocorrer depois das primeiras intervenções. Algumas acácias sobrevivem à passagem do fogo e

recuperam, rebentando de touça (e mais raramente ao longo do tronco), como se observa já em várias

áreas das Matas, principalmente mimosas (A. dealbata) e austrálias (A. melanoxylon). A eliminação destas

plantas e de plantas que não tenham sido afetadas pelo fogo também deve ser considerada a par com

outras medidas de recuperação das áreas. Dependendo dos contextos bióticos e abióticos, o controlo dos

indivíduos pode ser feito através da técnica de descasque (mas pode não ser possível se as árvores

estiverem parcialmente queimadas), corte (mas é provável que voltem a rebentar, exigindo ações de

controlo posteriores), corte combinado com fitocida (com todos os cuidados necessários e só quando for

justificável e possível a utilização de fitocida), fogo controlado (se houver biomassa para tal e não puser

em risco outras espécies) ou arranque com máquinas de pequena dimensão (se existir um plano

adequado com operadores experientes, pode justificar-se em áreas continuas extensas e pouco

sensíveis).

Para áreas não ardidas, é preciso ter em conta que muitas acácias (A. dealbata, A. melanoxylon, A.

mearnsii, A. saligna, A. retinodes) rebentam vigorosamente após o corte, de touça e /ou raiz, pelo que as

metodologias de controlo a utilizar devem ser escolhidas com essa característica em mente. Por outro

lado, a acácia-de-espigas (A. longifolia; e também A. pycnantha pouco frequente) que era a espécie

invasora dominante em muitas das áreas invadidas (dunas litorais, floresta de proteção, povoamentos

florestais e zonas ribeirinhas, e que permanece em várias das áreas não ardidas) rebenta menos

vigorosamente após o corte e frequentemente não rebenta, pelo que o corte sem aplicação de fitocida

pode ser aplicado com maior taxa de sucesso. Além das metodologias referidas acima, para a acácia-de-

espigas está disponível um agente de controlo natural ou biológico (Trichilogaster acaciaelongifoliae), que

diminui a produção de sementes e o crescimento vegetativo, e este tem populações já estabelecidas nas

MN de Leiria (junto a São Pedro de Moel) e MN Dunas de Quiaios (H. Marchante et al., 2017), pelo que

nestas áreas pode contribuir para um controlo mais sustentável da espécie invasora.

A robínia (R. pseudoacacia), pouco frequente nas Matas Litorais, tem um comportamento algo

semelhante às acácias, podendo as sementes também ser estimuladas pelo fogo (Morimoto & Kominami,

2010) e rebentando após o fogo, pelo que as metodologias a aplicar são semelhantes aos propostos para

as acácias, com exceção dos descasques que são menos eficazes devido ao ritidoma6 fendido e com

espinhos.

6 Parte da casca das árvores e arbustos, formada por tecidos mortos, ± rugosa e fendida e que se destaca de formas diversas = casca seca.

21

As espécies de háqueas, por outro lado, acumulam um elevado número de sementes na copa, sendo a

abertura dos frutos, e consequentemente a dispersão das sementes, estimulada pelo fogo. Incêndios que

tenham atingindo temperaturas muito elevadas podem ter destruído alguns frutos/ sementes, mas é

previsível que em muitas situações tenham apenas aberto os frutos e estimulado a dispersão das

sementes. Ou seja, possivelmente as sementes foram libertadas à volta das plantas-mãe e ao germinar

vão re-invadir as áreas onde estavam e aumentar em muito a área invadida (tal como se tem observado

em consequência de muitos incêndios dos últimos anos). Neste contexto, é importante que as áreas à

volta das populações pré-existentes fiquem vigiadas e que sejam eliminados todos os novos focos de

invasão. Plantas pequenas podem ser arrancadas e as maiores podem ser cortadas rentes ao solo. Apesar

de esporadicamente se formarem rebentos de touça, se os cortes forem feitos o mais raso possível

geralmente as háqueas-picante não rebentam de touça. Idealmente, as plantas não devem voltar a

produzir frutos (o que pode acontecer por vezes ao fim de 1,5 - 2 anos), mas se tal acontecer as

metodologias de controlo devem ter em conta que esses frutos podem abrir quando as plantas são

cortadas pelo que, depois do corte, é necessário destruir os frutos e/ou as novas plantas. Quando

existirem poucas plantas, podem cortar-se e enterrar ou destruir de outra forma. Se a área for extensa

podem deixar-se as plantas no local, mas posteriormente (1-1,5 anos depois) será preciso fazer fogo

controlado ou destroçar a biomassa de forma a eliminar as plantas novas que tenham surgido,

considerando sempre que podem ter dispersado para além da mancha. Neste contexto, existe um Grupo

Operacional “Fogo e Invasoras“7 sediado em Coimbra, dedicado a estudar técnicas de fogo controlado

para o controlo de háqueas e acácias, que poderá apoiar neste tipo de soluções.

No Anexo A1 detalham-se as metodologias para várias situações tipo de acácias e háqueas.

O espanta-lobos (Ailanthus altissima) não sendo muito frequente nas Matas Litorais, pode surgir

esporadicamente. A germinação das sementes de espanta-lobos não é associada ao fogo e as mesmas

provavelmente não sobrevivem ao fogo quando estão localizadas na superfície do solo, mas a espécie é

conhecida por apresentar maior recrutamento de plântulas em zonas ardidas, pelo que sementes que

sobrevivam podem dificultar a recuperação das áreas (Guthrie, Crandall, & Knight, 2016). Adicionalmente,

tem sido observada a sobrevivência ao fogo de algumas plantas. Esta espécie rebenta vigorosamente após

o corte (ainda mais do que as acácias), pelo que o controlo deve ter isso em conta. As metodologias mais

eficazes, tendo em conta que, em princípio, não está muito disperso nas Matas Litorais, é a injeção de

fitocida (através de cortes ou furos) e o descasque; em qualquer dos casos as plantas precisarão ser

cortadas depois de mortas. Pode também fazer-se corte raso seguido de aplicação de fitocida nas touças,

7 Candidatura PDR2020-101-030919, financiado pelo PDR2020, mais informação em http://iia.pt/go4/

22

nos segundos imediatamente a seguir ao corte, mas também é expectável a necessidade de controlos de

continuidade.

4.2.2 Espécies invasoras não-lenhosas

Ainda que a prioridade em termos de espécies possa ser dada a espécies com maior distribuição e

impactes, como as espécies invasoras lenhosas, deve ser considerado que se estas forem controladas,

outras espécies (aparentemente) menos problemáticas podem aproveitar o espaço vago e oportunidade

para aumentar a sua distribuição bem como os impactes associados.

Entre as espécies invasoras não-lenhosas, a mais frequente nos sistemas dunares é o chorão-das-praias

(Carpobrotus edulis), que ocupa áreas extensas, algumas das quais ardidas. Esta espécie, quer em zonas

ardidas, quer em zonas que não tenham sido afetadas pelos incêndios pode ser arrancada, mais ou menos

facilmente dependendo da extensão dos mantos. Para mantos maiores e contínuos podem fazer-se rolos

que se vão enrolando e arrancando de forma sequencial. Propágulos que se fragmentem facilmente dão

origem a novas plantas e as sementes são viáveis, pelo que, tal como nas outras invasoras, é muito

importante assegurar os controlos de continuidade e manutenção. Esta é uma espécie relativamente fácil

de gerir em ações de voluntariado com as populações locais, público escolar ou outras partes interessadas

(articulação com capítulo 11).

A erva-das-pampas (Cortaderia selloana) não é de forma geral tão frequente como as espécies acima,

mas começa a alastrar nalgumas zonas das Matas Litorais. Considerando o grande potencial de invasão

da espécie, assim como a dificuldade de a controlar, é importante eliminá-la antes que disperse, se

estabeleça em novas áreas e ocorra a expansão da área invadida, dificultando o controlo e gestão destas

populações. Uma só planta pode produzir até um milhão de sementes (Lambrinos, 2002) facilmente

dispersas pelo vento, mas com longevidade de poucos anos, pelo que é essencial impedir a dispersão das

sementes ou ainda, numa fase precoce, evitar a floração e consequentemente a frutificação. Não sendo

possível eliminar as plantas numa primeira fase, será crucial arrancar as inflorescências assim que iniciam

a sua formação, de forma a não permitir a maturação de sementes. A floração geralmente inicia-se em

agosto e setembro, mas já foram observados indivíduos a florir em junho. Para eliminar as plantas, deve

ter-se em atenção que se forem apenas cortadas rebentam vigorosamente, pelo que idealmente (se

forem poucas e não houver problemas de erosão) devem ser arrancadas. Se tal não for possível, pode

cortar-se a parte aérea e pulverizar os rebentos jovens com fitocida (onde seja permitido, em zonas não

muito sensíveis).

Com menor área de distribuição são também muito comuns a erva-gorda (Arctotheca calendula), a piteira

(Agave americana), a bons-dias (Ipomoea indica), as azedas (Oxalis pes-caprae), a tintureira (Phytolacca

americana), várias espécies de avoadinhas (Conyza spp.), a figueira-do-inferno (Datura stramonium),

várias espécies de erva-rapa (Bidens spp.), a erva-da-fortuna (Tradescantia fluminensis) e eventualmente

espécies não detetadas na prospeção preliminar – a maioria destas espécies pode ser arrancada mais ou

23

menos facilmente com ajuda de voluntários, mas qualquer uma das espécie exige controlo de

continuidade já que produzem sementes e ainda várias delas propagam-se vegetativamente, em especial

a erva-da-fortuna.

Merecem especial destaque os sistemas fluviais e florestas ribeirinhas por se encontrarem entre os

habitats com maior susceptibilidade à invasão, não só a nível mundial como na Península Ibérica, sendo

considerados como corredores de invasão e de dispersão de plantas exóticas (Aguiar & Ferreira, 2013).

São numerosas as espécies exóticas e invasoras que podem ser encontradas, quer nos cursos de água,

quer em massas de água lênticas, como lagoas e paúis. Algumas espécies são particularmente prejudiciais,

causando prejuízos elevados a nível ambiental, económico e social, como é o caso da cana e das acácias,

entre outras espécies com distribuições mais localizadas no país, como o piteirão (Eryngium

pandanifolium). A existência de um teor em humidade no solo superior às zonas terrestres envolventes

traduz-se num aumento de biodiversidade autóctone e exótica nestas zonas em relação aos ecossistemas

adjacentes. Algumas espécies exóticas têm capacidade para substituírem a flora autóctone, podendo

formar populações monoespecíficas em locais muito perturbados, como é o caso da cana e das acácias

(Silva et al., 2018). A cana (Arundo donax) encontra-se com alguma frequência ao longo das Matas Litorais,

em particular junto de linhas de água, mas não exclusivamente. Esta espécie propaga-se vegetativamente

e pode rebrotar poucos dias após um fogo, exibindo taxas de crescimento e produtividades muito altas

(Coffman, Ambrose, & Rundel, 2010), pelo que facilmente pode competir e ocupar o espaço das espécies

autóctones. O seu controlo não é fácil e exige muita continuidade e persistência, mas passa por: arranque

de plantas ainda pequenas; arranque dos rizomas (impraticável em zonas extensas e sujeitas a erosão);

cortes sucessivos de forma a ir esgotando os rizomas sem permitir muito crescimento (máximo 50cm);

corte seguido de aplicação de fitocida nos rebentos jovens ou nos rizomas (mas junto a água não é

recomendável). Independentemente da metodologia aplicada são expectáveis rebentamentos que

devem ser tratados rapidamente, pelo que será necessária capacidade de flexibilidade e adaptação de

ação a ajustar mediante a reação das plantas. Podem também usar-se mantas têxteis biodegradáveis a

aplicar depois do corte (Deltoro Torró, Jimenez Ruiz, & Vilán Fragueiro, 2012). Qualquer das metodologias

pode ser complementada com plantação de espécies ripícolas autóctones de modo a promover o

ensombramento que atrasa o crescimento das populações invasoras.

As espécies aquáticas como o jacinto-de-água (Eichhornia crassipes), a erva-pinheirinha (Myriophyllum

aquaticum), a elódea (Elodea canadensis) e a azola (Azolla filiculoides), se aparecerem nas áreas de

estudo, precisam também ser controladas através de remoção física, com metodologias a adaptar

dependendo da dimensão e profundidade das áreas invadidas, podendo consistir na utilização de ceifeiras

aquáticas, remoção manual ou utilizando outras ferramentas. Estas espécies fragmentam-se facilmente e

propagam-se vegetativamente, pelo que, tal como as outras espécies, exigem controlos de continuidade

e persistência de forma a obter bons resultados. Não sendo possível remover, podem utilizar-se redes de

contenção, de forma a impedir a dispersão para novas áreas (Moreira et al., 1999). Foi também reportada

a presença de elódea-africana (Lagarosiphon major) na zona litoral Oeste do país, a merecer vigilância e

controlo imediato no caso de ser confirmada a sua ocorrência.

24

4.3 Formação de técnicos sobre plantas invasoras

Propõe-se elaborar um programa de formação sobre identificação e gestão de plantas invasoras para os

técnicos e vigilantes do ICNF e outras entidades envolvidas nas intervenções a realizar nas Matas Litorais.

Adicionalmente, em articulação com o capítulo 11, propõe-se organizar workshops para partilha de

conhecimento e discussão de soluções de gestão com técnicos e outras partes interessadas, bem como

avaliar as suas perceções relativamente aos assuntos em causa (espécies, distribuição, impactes, serviços

dos ecossistemas, gestão, etc.), e organizar ações de sensibilização, mapeamento participativo, ciência-

cidadã, voluntariado para controlo de plantas invasoras, etc. (eventualmente em colaboração com o

projeto Invasoras.pt (www.invasoras.pt, E. Marchante & Marchante, 2016), que tem vasta experiência

nesta área, e com ONGAs), envolvendo as populações locais.

5. Referências

Aguiar, F. C. F., & Ferreira, M. T. (2013). Plant invasions in the rivers of the Iberian Peninsula, south-

western Europe: A review. Plant Biosystems. Taylor & Francis.

https://doi.org/10.1080/11263504.2013.861539

Coffman, G. C., Ambrose, R. F., & Rundel, P. W. (2010). Wildfire promotes dominance of invasive giant

reed (Arundo donax) in riparian ecosystems. Biological Invasions, 12, 2723–2734.

https://doi.org/10.1007/s10530-009-9677-z

Deltoro Torró, V., Jimenez Ruiz, J., & Vilán Fragueiro, X. M. (2012). Bases para el manejo y control de

Arundo donax L. (Caña común). Colección Manuales Técnicos de Biodiversidad. 4. Conselleria

d’Infraestructures, Territori i Medi Ambient. Generalitat Valenciana. Valencia. Retrieved from

http://www.habitatge.gva.es/documents/91061501/161549814/Manual+Arundo+web/23237c3a-13e0-

47d7-af00-2cbcaacb3ecb;jsessionid=1D57B9E69F567CB98205A6D3F35B24C2.node1?version=1.0

Foxcroft, L. C., & McGeoch, M. (2011). Implementing invasive species management in an adaptive

management framework. Koedoe, 53(2), Art. #1006, 11 pages.

https://doi.org/10.4102/koedoe.v54i1.1006

Guthrie, S. G., Crandall, R. M., & Knight, T. M. (2016). Fire indirectly benefits fitness in two invasive species.

Biological Invasions, (February). https://doi.org/10.1007/s10530-016-1064-y

Hellmann, C., Sutter, R., Rascher, K. G., Máguas, C., Correia, O., & Werner, C. (2011). Impact of an exotic

N2-fixing Acacia on composition and N status of a native Mediterranean community. Acta Oecologica,

37(1), 43–50. https://doi.org/10.1016/j.actao.2010.11.005

Holcombe, T., & Stohlgren, T. J. (2009). Detection and early warning of invasive species. In P. A. Williams

& M. N. Clout (Eds.), Invasive Species Management: A Handbook of Principles and Techniques: New York,

Oxford University Press (pp. 36–46). New York: Oxford University Press.

25

Lambrinos, J. G. (2002). The variable invasive success of Cortaderia species in a complex landscape.

Ecology, 83(2), 518–529.

Le Maitre, D. C., Gaertner, M., Marchante, E., Ens, E. J., Holmes, P. M., Pauchard, A., … Richardson, D. M.

(2011). Impacts of invasive Australian acacias: Implications for management and restoration. Diversity and

Distributions, 17(5), 1015–1029. https://doi.org/10.1111/j.1472-4642.2011.00816.x

López-Núñez, F. A., Heleno, R. H., Ribeiro, S., Marchante, H., & Marchante, E. (2017). Four-trophic level

food webs reveal the cascading impacts of an invasive plant targeted for biocontrol. Ecology, 98(3), 782–

793. https://doi.org/10.1002/ecy.1701

Lorenzo, P., Gonzàlez, L., & Reigosa, M. J. (2010). The genus Acacia as invader: the characteristic case of

Acacia dealbata Link in Europe. Annals of Forest Science, 67, 101p1-p11.

Marchante, E., Kjøller, A., Struwe, S., & Freitas, H. (2008a). Short and long-term impacts of Acacia longifolia

invasion on the belowground processes of a Mediterranean coastal dune ecosystem. Applied Soil Ecology,

40, 210–217. https://doi.org/10.1016/j.apsoil.2008.04.004

Marchante, E., Kjøller, A., Struwe, S., & Freitas, H. (2008b). Soil microbial activity in dune ecosystems in

Portugal invaded by Acacia longifolia. In B. Tokarska-Guzik, J. H. Brock, G. Brundu, L. Child, C. C. Daehler,

& P. Pyšek (Eds.), Plant Invasions: Human Perception, Ecological Impacts and Management (pp. 247–257).

Leiden, The Netherlands, The Netherlands: Backhuys Publishers.

Marchante, E., Kjøller, A., Struwe, S., & Freitas, H. (2009). Soil recovery after removal of the N2-fixing

invasive Acacia longifolia: Consequences for ecosystem restoration. Biological Invasions, 11(4), 813–823.

https://doi.org/10.1007/s10530-008-9295-1

Marchante, E., & Marchante, H. (2016). Engaging society to fight invasive alien plants in Portugal - one of

the main threats to biodiversity. In P. Castro, U. M. Azeiteiro, P. Bacelar-Nicolau, W. Leal Filho, & A. M.

Azul (Eds.), Biodiversity and Education for Sustainable Development (pp. 107–122). Switzerland: Springer

International Publishing. https://doi.org/10.1007/978-3-319-32318-3

Marchante, H., Freitas, H., & Hoffmann, J. H. (2010). Seed ecology of an invasive alien species, Acacia

longifolia (Fabaceae), in Portuguese dune ecosystems. American Journal of Botany, 97(11), 1780–1790.

https://doi.org/10.3732/ajb.1000091

Marchante, H., Freitas, H., & Hoffmann, J. H. (2011). Post-clearing recovery of coastal dunes invaded by

Acacia longifolia: Is duration of invasion relevant for management success? Journal of Applied Ecology,

48(5), 1295–1304. https://doi.org/10.1111/j.1365-2664.2011.02020.x

26

Marchante, H., López-núñez, F. A., Freitas, H., Hoffmann, J. H., Impson, F., & Marchante, E. (2017). First

report of the establishment of the biocontrol agent Trichilogaster acaciaelongifoliae for control of invasive

Acacia longifolia in Portugal. EPPO Bulletin, 47(2), 274–278. https://doi.org/10.1111/epp.12373

Marchante, H., Marchante, E., Freitas, H., & Hoffmann, J. H. (2015). Temporal changes in the impacts on

plant communities of an invasive alien tree, Acacia longifolia. Plant Ecology, 216(11), 1481–1498.

https://doi.org/10.1007/s11258-015-0530-4

Millennium Ecosystem Assessment. (2005). Ecosystems and Human Well-being: Biodiversity Synthesis.

Washington, DC.: World Resources Institute.

Ministério do Ambiente. (1999). Decreto-lei n.o 565/99 de 21 de Dezembro. In: Diário da República - I Série

- A. 295: 9100-9114. Retrieved from http://www.afn.min-

agricultura.pt/portal/outros/legislacao/decreto-lei-n.o-565-99-de-21-de-dezembro

Moreira, I., Monteiro, A., Ferreira, T., Catarino, L., Franco, J., & Rebelo, T. (1999). Estudos sobre biologia

e combate do jacinto-aquático (Eichhornia crassipes (Mart.) Solms-Laub.) em Portugal. Garcia de Orta,

Sér. Bot., 14(2), 191–198.

Morimoto, J., & Kominami, R. (2010). Distribution and characteristics of the soil seed bank of the black

locust ( Robinia pseudoacacia ) in a headwater basin in northern Japan, 193–199.

https://doi.org/10.1007/s11355-009-0096-1

Pagad, S., Genovesi, P., Carnevali, L., Scalera, R., & Clout, M. (2016). IUCN SSC Invasive Species Specialist

Group : invasive alien species information management supporting practitioners , policy makers and

decision takers, 6(2), 127–135.

Passos, I., Marchante, H., Pinho, R., & Marchante, E. (2017). What we don’t seed: the role of long-lived

seed banks as hidden legacies of invasive plants. Plant Ecology, 218(11–12), 1313–1324.

https://doi.org/10.1007/s11258-017-0770-6

Pyšek, P., & Richardson, D. M. (2010). Invasive Species, Environmental Change and Management, and

Health. Annual Review of Environment and Resources, 35(1), 25–55. https://doi.org/10.1146/annurev-

environ-033009-095548

Rascher, K. G., Hellmann, C., Máguas, C., & Werner, C. (2012). Community scale 15N isoscapes: Tracing

the spatial impact of an exotic N 2-fixing invader. Ecology Letters, 15(5), 484–491.

https://doi.org/10.1111/j.1461-0248.2012.01761.x

Rodríguez-Echeverría, S., Crisóstomo, J. A., Nabais, C., & Freitas, H. (2009). Belowground mutualists and

the invasive ability of Acacia longifolia in coastal dunes of Portugal. Biological Invasions, 11, 651–661.

27

Santos, L., Capelo, J., Tavares, M. (2010). Germination Patterns of Soil Seed Banks in Relation to Fire . Fire

Ecology, 6, 15p. https://doi.org/doi: 10.4996/fireecology.0603001

Scalera, R., & Zaghi, D. (2004). Alien species and nature conservation in the EU. The role of the LIFE

program. European Commission. Environment Directorate-General.

Silva, L., Aguiar, F. C., Marchante, H., Alves, P., Sequeira, M. M., Jardim, R., & Ribeiro, S. (2018). Plantas

invasoras em ecossistemas terrestres e dulçaquícolas em Portugal: caraterização geral, impactes e

estudos de caso. In L. D. e S. J.R. Vicente, A.I. Queiroz, E. Marchante, J.P. Honrado (Ed.), Invasões Biológicas

em Portugal: História, Diversidade e Gestão. (pp. 107–131). Porto: Arte e Ciência.

União Europeia. (2014). Regulamento (UE) No 1143/2014 do Parlamento Europeu e do Conselho de 22 de

outubro de 2014 relativo à prevenção e gestão da introdução e propagação de espécies exóticas

invasoras. Jornal Oficial Da União Europeia, L 317(4.11.2014), 35–55. Retrieved from http://eur-

lex.europa.eu/legal-content/PT/TXT/PDF/?uri=CELEX:32014R1143&from=PT

United Nations. (2015). Transforming our world: The 2030 agenda for sustainable development,

A/RES/70/1, 42. https://doi.org/10.1007/s13398-014-0173-7.2

Vaz, A. S., Kue, C., Kull, C. A., Richardson, D. M., Vicente, J. R., Kühn, I., … Bonn, A. (2017). Integrating

ecosystem services and disservices : insights from plant invasions, 23(November 2016), 94–107.

https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2016.11.017

Vicente, J. R., Alagador, D., Guerra, C., Alonso, J. M., Kueffer, C., Vaz, A. S., … Ara, M. B. (2016). Cost-

effective monitoring of biological invasions under global change: a model-based framework. Journal of

Applied Ecology, 53, 1317–1329. https://doi.org/10.1111/1365-2664.12631

Vicente, J. R., Queiroz, A. I., Marchante, E., Honrado, J. P., & Silva, L. (2018). As Invasões Biológicas em

Portugal: História, Diversidade e Gestão. Porto: Arte e Ciência.

Anexo A1

Propostas de metodologias mais detalhadas para acácias e háqueas

1. Acácias (Acacia dealbata e Acacia melanoxylon)

a. Áreas com árvores vivas (não afetadas pelo fogo), maioritariamente com DAP superior a 5 cm:

descasque das acácias de maiores dimensões e isoladas & arranque das mais pequenas; os

descasques só podem ser realizados quando as condições fisiológicas das plantas o permitirem,

pelo que é importante assegurar flexibilidade para ajustar o trabalho à altura propícia; de forma

geral será primavera ou outono (com água disponível e temperaturas amenas), mas como depende

das condições meteorológicas pode variar e ser preciso ajustar.

28

b. Áreas com plantas vivas de DAP variável: - Plantas de menores dimensões - arranque de todas as plantas sempre que for possível. Quando o

tamanho das plantas o permitir, mesmo no meio de plantas de maiores dimensões, todas as plantas

devem ser arrancadas. Considerando o substrato arenoso em muitas das áreas, mesmo plantas com

alguma dimensão podem ser arrancadas;

- Árvores de maiores dimensões, incluindo algumas afetadas pelo fogo, mas que sobreviveram, e que

não é possível descascar: cortes rasos tão rente ao solo quanto possível (máximo 10cm altura, corte

manual ou mecânico) com aplicação de fitocida na touça nos segundos imediatamente a seguir ao

corte; o princípio ativo a utilizar será o glifosato8, 33% do composto comercial em água; o fitocida

deve ser aplicado a seguir ao corte, no máximo 5min em casos que a segurança dos operadores não

permita menos, mas preferencialmente deve ser nos segundos a seguir ao corte; esta metodologia

deve ser feita apenas nas áreas onde o descasque não for possível;

c. Árvores queimadas – cortes rasos (máximo 10cm altura de touça, preferencialmente menos) e

arranque de TODOS os rebentos (ou varas) de touças e/ou raízes nas imediações das touças;

d. Serão necessárias várias intervenções de controlo de continuidade para arranque de plantas

germinadas e/ou alguma recuperação vegetativa dos controlos iniciais, a ajustar mediante a

recuperação das áreas. Os Controlos de continuidade podem incluir:

i. Corte das plantas mortas nas áreas submetidas a descasque (pode variar, mas

previsivelmente 1 ou 2 anos depois do descasque);

ii. Nas áreas sujeitas a corte raso - arranque (preferencial) ou corte rente dos rebentos de

touça e/ou raiz que surgirem, antes de atingirem 50cm de altura; o número de

intervenções terá obrigatoriamente que ser ajustado à resposta das plantas após cada

intervenção, sendo feitos repetidamente e sempre antes de atingirem 50cm de altura,

mas prevê-se que sejam pelo menos cinco intervenções;

iii. Arranque de plantas jovens de dimensões reduzidas (na maioria com altura inferior a

50cm, preferencialmente menores), que tenham germinado depois do incêndio ou das

intervenções iniciais;

iv. Em casos em que exista áreas extensas e densas de plantas jovens resultantes de

germinação (APENAS se tiverem altura inferior a 20cm) pode proceder-se a corte com

motorroçadora.

2. Háqueas (Hakea sericea e Hakea salicifolia):

a. Árvores queimadas – corte raso (máximo 10cm de altura de touça, de preferência menos).

b. Arranque de plantas jovens de dimensões reduzidas (na maioria com altura inferior a 50cm,

preferencialmente menores), que tenham germinado depois do incêndio;

c. Serão necessárias várias intervenções de controlo de continuidade para arranque de plantas

8 A avaliar em cada situação se deve ou não ser utilizado. Atualmente o glifosato é autorizado em Portugal, a lista da DGAV inclui este princípio ativo, atualizado em 22/03/2018 - http://www.dgav.pt/fitofarmaceuticos/lista/Introd_lista/fitocidas_lista.htm#Data_8

29

germinadas recentemente e/ou alguma recuperação vegetativa dos controlos iniciais, a ajustar

mediante a recuperação das áreas. Os Controlos de continuidade podem incluir:

i. Arranque de plantas jovens de dimensões reduzidas (na maioria com altura inferior a

50cm, preferencialmente menores), que tenham germinado depois das intervenções

iniciais;

ii. Nas áreas sujeitas anteriormente a corte raso não é expectável a formação de muitos

rebentos nas touças e/ou raízes, mas podem surgir (principalmente em H. salicifolia), pelo

que nesse caso devem ser arrancados antes de atingirem 50cm de altura; o número de

intervenções terá obrigatoriamente que ser ajustado à resposta das árvores após cada

intervenção, sendo feitos repetidamente e sempre antes de atingirem 50cm de altura;

Em qualquer caso as intervenções devem ocorrer antes das plantas terem frutos maduros.

A gestão deve ser adaptativa, ajustada à recuperação das plantas. As várias intervenções de controlo de

continuidade para remoção de rebentos de touça e/ou raiz e plantas jovens deverão ser periódicas e tão

regulares que impeçam as plantas de atingir ca. 50 cm. Ou seja, será necessário fazer monitorizações

periódicas que vão determinar a periodicidade dos arranques ou cortes. Em termos meramente

indicativos, será necessário voltar a cada área de 3 em 3 meses, mas as equipas responsáveis pelas

intervenções de controlo precisam ter capacidade para ajustar a periodicidade de acordo com a

recuperação das espécies invasoras, uma vez que esta pode ser muito variável, dependendo das

condições meteorológicas e contexto das áreas. Em algumas situações pode ainda justificar-se a utilização

de fogo controlado após o corte.