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PUCRS

FACULDADE DE BIOCIÊNCIAS

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOCIÊNCIAS - ZOOLOGIA

A toninha, Pontoporia blainvillei (Mammalia: Cetacea), no litoral norte do Rio

Grande do Sul: mortalidade acidental em redes de pesca, abundância

populacional e perspectivas para a conservação da espécie.

Autor: Daniel Danilewicz Schiavon

TESE DE DOUTORADO

PONTIFÍCIA UNIVERSIDADE CATÓLICA DO RIO GRANDE DO SUL

Av. Ipiranga 6681 - Caixa Postal 1429

Fone: (051) 320-3500 - Fax: (051 339-1564

CEP 90619-900 Porto Alegre - RS

Brasil

2007

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PONTIFÍCIA UNIVERSIDADE CATÓLICA DO RIO GRANDE DO SUL

FACULDADE DE BIOCIÊNCIAS

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOCIÊNCIAS - ZOOLOGIA

A toninha, Pontoporia blainvillei (Mammalia: Cetacea), no litoral norte do Rio

Grande do Sul: mortalidade acidental em redes de pesca, abundância

populacional e perspectivas para a conservação da espécie.

Autor: Daniel Danilewicz Schiavon

Orientador: Dr. Nelson Ferreira Fontoura

TESE DE DOUTORADO

PORTO ALEGRE - RS - BRASIL

2007

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SUMÁRIO

Resumo ........................................................................................................................................ 2

Abstract ........................................................................................................................................ 3

Apresentação ............................................................................................................................... 4

Artigo 1. Mortalidade acidental de toninha, Pontoporia blainvillei, pela pesca costeira comercial

do litoral norte do Rio Grande do Sul, Brasil................................................................................ 5

Artigo 2. A new abundance estimate for a threatened population of franciscana dolphins in

southern Brazil: uncertainties and conservation considerations.................................................. 45

Artigo 3. Manejando os comuns e conservando os golfinhos - perspectivas e recomendações

para a problemática das capturas acidentais de toninha no sul do Brasil................................... 64

Apêndice 1. Descrição da pesca costeira de média escala no litoral norte do Rio Grande do Sul:

comunidades pesqueiras de Tramandaí/Imbé e Torres/Passo de Torres................................... 84

Resumo

A toninha, Pontoporia blainvillei, é a espécie de pequeno cetáceo mais ameaçada na América do

Sul, devido às capturas acidentais em redes de pesca em toda sua distribuição geográfica. Na costa

do Brasil, a região onde a espécie sofre os mais altos níveis de mortalidade acidental é o Rio

Grande do Sul. A presente tese apresenta os resultados de três trabalhos distintos relacionados a

aspectos populacionais e da conservação da espécie: um estudo sobre a mortalidade causada pelas

capturas acidentais em redes de pesca, uma estimativa de abundância populacional, e um ensaio

crítico sobre perspectivas de conservação, recomendações de políticas públicas e medidas de

manejo para a pesca. Com os objetivos de apresentar estimativas de mortalidade atualizadas,

identificar épocas do ano, tipos e tamanho de rede de pesca e faixas de profundidades com maior

risco de captura, foi realizado entre 2002 e 2004, no litoral norte do Rio Grande do Sul, um estudo

sobre as interações da pesca e a toninha. As comunidades de pesca de Torres e Tramandaí foram

monitoradas durante 350 dias para seleção das embarcações colaboradoras, condução de

entrevistas com pescadores e distribuição dos cadernos de bordo e embarques acompanhando as

operações de pesca. No total, foram coletados dados relativos a 823 operações de pesca realizadas

pelas treze embarcações monitoradas. Foram registradas as capturas acidentais de 99 toninhas em

74 eventos de captura. A mortalidade anual de toninhas foi extrapolada para as 31 embarcações da

pesca comercial costeira que atuam em Torres e Tramandaí, resultando em duas estimativas,

dependendo do índice empregado: 429 animais (IC 95%: 168 – 853) utilizando CPUE e 353

toninhas (IC 95%: 171 – 629) utilizando taxa de captura. Os resultados desse trabalho não apontam

soluções rápidas e fáceis para a mitigação das capturas acidentais da toninha através de restrições

de áreas, artes e épocas de pesca. As capturas acidentais de toninhas ocorreram em profundidades

variando de 9 a 40 m, havendo uma leve propensão das capturas diminuírem à medida que a

profundidade aumenta. Não foram detectadas diferenças significativas entre as redes de corvina e

brota/pescada, as duas redes de espera mais empregadas na região. O inverno é a estação do ano

com maior mortalidade relativa de toninhas. Apesar do notável aumento no esforço de pesca nos

últimos 15 anos, as taxas de capturas de toninhas se mantiveram praticamente inalteradas,

reforçando que a população de toninhas do Rio Grande do Sul está declinando em tamanho. A

estimativa da abundância para espécie tem sido sistematicamente recomendada como uma alta

prioridade de pesquisa para a espécie. Os resultados de um segundo levantamento aéreo realizado

em março de 2004 no Rio Grande do Sul é apresentado. Transectos lineares com padrão de zig-zag

foram seguidos desde a linha da costa até uma distância média de 24 km em direção à mar aberto.

A área total monitorada compreendeu 13.341 km

. Abundância foi estimada utilizando o programa

Distance sampling assumindo g

= 0.304. Durante 48 transectos e um esforço total de 1256.8 km,

foram registradas 31 toninhas em 25 grupos. A densidade corrigida é 0.51/toninhas/km

, resultando

em uma estimativa de abundância de 6.839 toninhas (95% CI = 3,709-12,594) para a área coberta.

A taxa de encontro para grupos de toninha é de 0.02 grupos por cada km sobrevoado. A estimativa

de abundância apresentada aqui é restrita apenas para a área monitorada e extrapolações para a

distribuição restante da espécie são fortemente desaconselhadas. Embora estudos de abundância

de toninha tenham mostrado progressos recentes, ainda há muitos pontos a ser melhorados. Os

aspectos críticos são: (a) um valor de erro de percepção deve ser estimado; (b) os parâmetros

influenciando o erro de disponibilidade devem ser melhorados; (c) tamanho amostral deve ser

aumentado. O atual grau de conhecimento sobre a toninha e suas ameaças tem direcionado a

pergunta de quando terá início alguma ação concreta para a conservação da espécie? No entanto, a

questão mais importante agora não é quando, mas sim como o manejo deve ser implementado. Em

minha opinião, o problema das capturas acidentais da toninha requer um modelo de manejo

adaptativo caracterizado por um monitoramento contínuo dos indicadores que aferem o progresso

das medidas propostas. Quatro proposições de manejo para a pesca que exerce impacto sobre as

populações de toninha são comentadas criticamente: o uso de alarmes acústicos em redes, a

criação de áreas marinhas protegidas, a redução do esforço de pesca, a modificação das redes de

pesca. As seguintes recomendações relativas à implementação de medidas de manejo são

propostas e discutidas: (1) ações de manejo não devem ser vistas como uma solução final; (2) o

sucesso das ações de manejo devem ser monitoradas a longo prazo; (3) ações de manejo não

devem ser inviáveis logisticamente para fiscalização; (4) ações de manejo devem contar com ampla

disseminação de informação; (5) ações de manejo devem contar com a concordância e participação

de parte das comunidades de pesca envolvidas; (6) ações de manejo devem ter uma abrangência

nacional; (7) o impacto econômico das medidas de manejo deve ser previamente estudado; (8)

ações de manejo devem ser acompanhadas de pesquisa.

Abstract

The franciscana dolphin, Pontoporia blainvillei (Mammalia: Cetacea), in the northern

coast of Rio Grande do Sul: bycatches in commercial gillnets, abundance estimation,

and perspectives for the species conservation

Bycatch in demersal coastal gillnets is the main conservation problem faced by the franciscana,

Pontoporia blainvillei. The highest rates of mortality for this species in Brazil are found on Rio Grande

do Sul’s coast area. This thesis presents the results of three different research works related to the

conservation and population biology of franciscanas in Rio Grande do Sul: a study on the bycatch

mortality, an abundance estimation, and a critical essay on the conservation perspectives fo the

species. Between January 2002 and December 2004, the fisheries communities of Torres and

Tramandaí were visited during 350 days in order to obtain data about the fishery, to select the fishery

vessels that could collaborate with the project, to interview the fishermen and to distribute logbooks

to the vessels´ masters. In addition, 33 onboard observations were carried out to obtain direct

information on the fishery-franciscana interactions. Data from 823 fishery operations and thirteen

fishery vessels were collected. During this study, the bycatch of 99 franciscanas in 74 fishery

operations were recorded. The annual mortality estimate extrapolated for 31 fishery vessels that

operate in Torres and Tramandaí, utilizing CPUE in the calculations, is 429 animals (CI 95%: 168 –

853). When the mortality rate is utilized in the calculations, the annual estimate is 353 animals (CI

95%: 171 – 629). The estimates presented here confirm the high rates of bycatch faced by the

species in Rio Grande do Sul, with very similar estimates with those presented for the 1992-97

period in the same region. The results of this paper do not point out fast and easy solutions for the

fishery-franciscana problematic in Rio Grande do Sul, thought the restrictions of areas, seasons or

fishery gear. Franciscana bycatch occurs in water depths varying from nine to 40 meters, with a

slight decrease in the catches as the water depth increases. Demersal gillnets present higher

bycatch rates than surface gillnets. Nevertheless, it was not detected statistical differences in the

franciscana catchability between the gillnet set for croakers and the one set for weakfishes and hake,

the two kinds of nets more employed in Rio Grande do Sul. Two peaks were noticed in total mortality

estimates: one in winter and another in summer. Nevertheless, regarding the relative mortality, the

winter is the season presenting the highest mortality estimates. In spite of the remarkable increase in

the fishery effort in the last 15 years in Rio Grande do Sul (e.g. about 500% in nets length), the

franciscana mortality rates remained almost unaltered, corroborating that the population that inhabits

this region is declining in size. The estimation of the species abundance has been systematically

recommended as a highest research priority. The results of the second aerial survey carried out in

March 2004 for franciscana abundance in Rio Grande do Sul, southern Brazil, are presented. Line-

transect with a zigzag pattern were followed between the shoreline and a mean distance of 24 km

offshore. The overall surveyed area comprised 13.341 km

. Abundance was estimated using

Distance sampling assuming g

= 0.304. During the 48 transects and a total effort of 1256,8 km, 31

franciscanas were observed in 25 groups. The corrected density is 0.51 franciscanas/km

, resulting

in an abundance estimation of 6,839 franciscanas (CV = 32%; 95% CI = 3,709-12,594) for the

surveyed area in Rio Grande do Sul. The encounter rate for franciscana groups was 0.020 groups for

each km surveyed. The abundance estimate presented is restricted only to the area covered in the

survey and extrapolation for the whole species distribution range is not recommended. Although

franciscana abundance studies have been showing recent progresses, there is still much room for

improvement. The critical points to be improved are: (a) a perception bias value should be firstly

estimated; (b) the parameters influencing availability bias should be improved; (c) sample size should

be increased. While the lack of factors to correct for perception bias and group size underestimation

in aerial surveys leads to an underestimation of franciscana abundance, the use of surfacing and

diving time data from boat and land-based surveys to correct for availability bias is likely to cause its

overestimation. Since the magnitude of both errors is unknown, it should not be assumed that one

error balance the other. The present knowledge on the the franciscana and its threats frequently

raises the following question: when management action on the fishery should take place. However,

the pertinent question now in not when, but how management actions should be implemented.

In my

view, the franciscana bycatch problem requires an adaptive management model characterized

by a program of continual monitoring of indicators that measure progress toward goals. Four

management propositions

for the fishery that affect the franciscana are critically comented: the use

of acoustic alarms, the criation of marine protected areas, the restriction of fishery effort and the

modification of fishery gear.

Apresentação

Nesta tese de doutorado, são apresentadas pesquisas científicas conduzidas entre 2002 e

2004 no litoral norte do Rio Grande do Sul sobre aspectos da conservação e biologia

populacional da toninha, Pontoporia blainvillei. Os resultados são apresentados em três frentes

distintas, em formato de artigos científicos. O primeiro artigo intitula-se “Mortalidade acidental

de toninha, Pontoporia blainvillei, pela pesca costeira comercial do litoral norte do Rio Grande

do Sul, Brasil” e aborda justamente o principal problema de conservação da espécie em uma

área com altos níveis de mortalidade. O artigo encontra-se escrito em português e está

formatado de acordo com as regras de submissão do periódico Iheringia. O segundo artigo, “A

new abundance estimate for a threatened population of franciscana dolphins in southern Brazil:

uncertainties and conservation considerations”, apresenta um trabalho de estimativa de

abundância para a espécie, o segundo realizado no Brasil. O artigo encontra-se escrito em

inglês e está formatado de acordo com as regras de submissão do periódico Conservation

Biology. O terceiro documento, “Manejando os comuns e conservando os golfinhos -

perspectivas e recomendações para a problemática das capturas acidentais de toninha no sul

do Brasil”, é a junção de um ensaio não publicado (as seis páginas iniciais) com um capítulo de

livro sobre a toninha, atualmente no prelo. O capítulo está sendo publicado no livro “Espécies

da fauna ameaçadas de extinção - recomendações para o manejo e políticas públicas, Volume

1” pelo Ministério do Meio Ambiente, e está formatado de acordo com as regras de submissão

do periódico Iheringia. Finalizando a tese, pode ser encontrado o apêndice “Descrição da

pesca costeira de média escala no litoral norte do Rio Grande do Sul: comunidades pesqueiras

de Tramandaí/Imbé e Torres/Passo de Torres”. Apesar de estar localizado no final deste

trabalho, recomendo que esse seja o primeiro documento a ser lido, especialmente pelo leitor

não familiarizado com a pesca, suas terminologias, métodos e dinâmica. As informações

presentes nesse apêndice certamente deixarão mais claros muitos aspectos da pesca citados

e discutidos no primeiro e terceiro artigo dessa tese.

Mortalidade acidental de toninha,

Pontoporia blainvillei

(Mammalia, Cetacea), associada à pesca

costeira no litoral norte do Rio Grande do Sul, Brasil.

Daniel Danilewicz

1,2,3

, Ignacio Moreno

1,3

, Maurício Tavares

1,3

, Paulo H. Ott

1,3,4

, Rodrigo Machado

& Nelson F. Fontoura

1. Grupo de Estudos de Mamíferos Aquáticos do Rio Grande do Sul (GEMARS). Rua Felipe Neri,

382/203, 90440-150 Porto Alegre, RS, Brasil. ([email protected])

2. Departamento de Biodiversidade e Ecologia Faculdade de Biociências – PUCRS. Av. Ipiranga,

6681, 90619-900 Porto Alegre, RS, Brasil.

3. Centro de Estudos Costeiros, Limnológicos e Marinhos, Universidade Federal do Rio Grande do

Sul. Av. Tramandaí, 976, 95625-000 Praia do Imbé, RS, Brasil.

4. Universidade Estadual do Rio Grande do Sul. Cidreira, RS, Brasil.

ABSTRACT

Incidental mortality of franciscanas, Pontoporia blainvillei, by the coastal fishery

in northern Rio Grande do Sul, Brazil.

Bycatch in demersal coastal gillnets is the main

conservation problem faced by the franciscana,

Pontoporia blainvillei

. The Rio Grande do Sul coast

is the area where the species suffer the highest rates of mortality in Brazil. This study aims to

present new franciscana mortality estimates in northern Rio Grande do Sul and to identify seasons,

fishery gear and depths with the highest risk for the franciscana. Between January 2002 and

December 2004, the fisheries communities of Torres and Tramandaí were visited during 350 days in

order to obtain data about the fishery, to select the fishery vessels that could collaborate with the

project, to interview the fishermen and to distribute logbooks to the vessels´ masters. In addition, 33

onboard observations were carried out to obtain direct information on the fishery-franciscana

interactions. Data from 609 fishery operations and thirteen fishery vessels were collected. Three

relative indexes of mortality were calculated: linear CPUE, CPUE by area, and mortality rate.

During this study, the bycatch of 99 franciscanas in 74 fishery operations were recorded. It was

detected an unexpected influence of the fishery effort on the CPUE values: the highest the fishery

effort, the lowest the CPUE. In this manner, we recommend to employ CPUE as a tool for

franciscana mortality comparisons only in cases where the fishery effort between the groups to be

compared are similar. Mortality rate may be employed as an alternative, simpler mortality index in

these occasions. The annual mortality estimate extrapolated for 31 fishery vessels that operate in

Torres and Tramandaí, utilizing CPUE in the calculations, is 429 animals (CI 95%: 168 – 853).

When the mortality rate is utilized in the calculations, the annual estimate is 353 animals (CI 95%:

171 – 629). The estimates presented here confirm the high rates of bycatch faced by the species in

Rio Grande do Sul, with very similar estimates with those presented for the 1992-97 period in the

same region. The results of this paper do not point out fast and easy solutions for the fishery-

franciscana problematic in Rio Grande do Sul, thought the restrictions of areas, seasons or fishery

gear. Franciscana bycatch occurs in water depths varying from nine to 40 meters, with a slight

decrease in the catches as the water depth increases. Demersal gillnets present higher bycatch rates

than surface gillnets. Nevertheless, it was not detected statistical differences in the franciscana

catchability between the gillnet set for croakers and the one set for weakfishes and hake, the two

kinds of nets more employed in Rio Grande do Sul. Two peaks were noticed in total mortality

estimates: one in winter and another in summer. Nevertheless, regarding the relative mortality, the

winter is the season presenting the highest mortality estimates. In spite of the remarkable increase in

the fishery effort in the last 15 years in Rio Grande do Sul (

e.g.

about 500% in nets length), the

franciscana mortality rates remained almost unaltered, corroborating that the population that inhabits

this region is declining in size. Franciscana conservation in Rio Grande do Sul depends on a

reduction in the fishery effort. It is suggested that this reduction should contemplate the number and

length of the gillnets.

KEYWORDS

. Franciscana, bycatch, Rio Grande do Sul, management, fishery

RESUMO

. A captura acidental em redes de pesca demersal costeira é o principal problema para a

conservação da toninha,

Pontoporia blainvillei

. Na costa do Brasil, a região onde a espécie sofre os

mais altos níveis de mortalidade acidental na atualidade é o Rio Grande do Sul. Com os objetivos de

apresentar estimativas de mortalidade atualizadas, identificar épocas do ano, tipos e tamanho de rede

de pesca e faixas de profundidades com maior risco de captura, foi realizado entre 2002 e 2004, no

litoral norte do Rio Grande do Sul, um estudo sobre as interações da pesca e a toninha. As

comunidades de pescadores de Torres e Tramandaí foram monitoradas durante 350 dias para seleção

das embarcações colaboradoras, condução de entrevistas com pescadores e distribuição dos

cadernos de bordo para obtenção de dados sobre a pesca e as capturas acidentais de toninhas para os

mestres. Foram também conduzidos 33 embarques acompanhando as operações de pesca de

embarcações. No total, foram coletados dados relativos a 609 operações de pesca realizadas pelas

treze embarcações monitoradas. Três índices de captura relativa foram empregados: CPUE linear,

CPUE em área e taxa de captura. Foram registradas as capturas acidentais de 99 toninhas em 74

eventos de captura. Foi detectada uma influência do esforço de pesca sobre a CPUE: há um

decréscimo significativo nos valores de CPUE para a toninha à medida que o esforço de pesca linear

e o esforço em área aumentam. Assim, recomendamos utilizar a CPUE como ferramenta para

comparações de mortalidade somente em casos onde os grupos comparados apresentem esforço de

pesca similar. A taxa de captura pode ser utilizada como um índice alternativo, mais simples de se

obter e com resultados confiáveis. A mortalidade anual de toninhas foi extrapolada para as 31

embarcações da pesca comercial costeira que atuam em Torres e Tramandaí, utilizando a CPUE em

área como base para os cálculos, e estimada em 429 animais (IC 95%: 168 – 853). A mortalidade

anual foi também estimada utilizando a taxa de captura ao invés da CPUE como base para os

cálculos, resultando em uma estimativa de 353 toninhas (IC 95%: 171 – 629). As estimativas de

mortalidade anual de toninhas aqui apresentadas confirmam os altos níveis de mortalidade na região,

sendo bastante similares à anterior existente (1992-97) para a mesma área. Os resultados desse

trabalho não apontam soluções rápidas e fáceis para a mitigação das capturas acidentais da toninha

através de restrições de áreas, artes e épocas de pesca. As capturas acidentais de toninhas ocorreram

em profundidades variando de 9 a 40 m, havendo uma leve propensão das capturas diminuírem à

medida que a profundidade aumenta. Redes de fundo possuem índices de captura maiores que redes

de superfície. No entanto, não foram detectadas diferenças significativas entre as redes de corvina e

brota/pescada: as duas redes de espera mais empregadas no Rio Grande do Sul. Foram observados

dois picos na mortalidade total: um no inverno e outro no verão. O inverno, entretanto, é a estação

do ano com maior mortalidade relativa de toninhas. Apesar do notável aumento no esforço de pesca

nos últimos 15 anos, com as redes chegando a um aumento de 500% em comprimento, as taxas de

capturas de toninhas se mantiveram praticamente inalteradas, reforçando que a população de

toninhas do Rio Grande do Sul está declinando em tamanho. A conservação da toninha passa pela

redução do esforço de pesca. Recomenda-se a redução progressiva no número e tamanho das redes

como medidas de manejo.

PALAVRAS-CHAVES

. Toninha, captura acidental, Rio Grande do Sul, manejo, pesca.

Interações entre atividades de pesca e os mamíferos marinhos são de ocorrência global (R

EAD

et al

., 2006). Essas interações podem ser divididas em duas categorias: operacionais, quando os

animais entram em contato direto com os aparelhos de pesca, ou ecológicas, quando a pesca e

mamíferos marinhos interagem através da cadeia trófica (B

EVERTON

, 1985). Entre as interações

operacionais, as capturas em redes de pesca são aquelas com maior impacto nas populações de

cetáceos em todo o planeta (R

EEVES

et al

., 2003), colocando em risco a existência de algumas

espécies seriamente ameaçadas, como a vaquita,

Phocoena sinus

, e o golfinho-de-Hector,

Cephalorhynchus hectori

(D’A

GROSA

et al

., 2000; D

AWSON

et al

., 2001) e possivelmente tendo

levado à extinção o baiji,

Lipotes vexillifer

, 2006). Anualmente, estima-se uma mortalidade de

cerca de 300.000 cetáceos em todo mundo devido às capturas acidentais em redes de pesca (R

EAD

., 2006).

Captura acidental em redes de pesca é também o principal problema para a conservação da

toninha,

Pontoporia blainvillei

. A mortalidade decorrente dos emalhes em redes ocorre ao longo de

praticamente toda distribuição geográfica da espécie na costa atlântica da América do Sul (

e.g

. V

, 1969; P

RADERI

et al

., 1989; C

ORCUERA

et al

., 1994; S

ECCHI

et al

., 1997; M

ORENO

et al

., 1997;

ENEDITO E

AMOS

, 2001; B

ERTOZZI E

ERBINI

, 2002, R

OSAS

et al

., 2002; O

et al

, 2002;

ECCHI

et al

., 2003). Como conseqüência, a toninha tem sido considerada o pequeno cetáceo mais

ameaçado em todo o Atlântico Sul Ocidental (S

ECCHI

et al

., 2003). Embora a espécie esteja listada

na categoria “

Dados Deficientes

” no Livro Vermelho da União Mundial para a Conservação da

Natureza (IUCN 2006a), a população que habita as águas do Rio Grande do Sul e Uruguai – regiões

que formam a terceira área de manejo da toninha (

Franciscana Management Área III

– FMA III; ver

ECCHI

et al

., 2003) – está listada como “

Vulnerável

” (IUCN, 2006b).

O Rio Grande do Sul é, provavelmente, a região na costa do Brasil onde a espécie sofre os mais

altos níveis de mortalidade acidental (O

et al

., 2002; S

ECCHI

et al

., 2003). A mortalidade de

toninhas pela pesca nessa área foi documentada ainda na segunda metade da década de 1970

INEDO

, 1986). De acordo com P

INEDO

(1994), 1.085 toninhas foram encontradas encalhadas na

costa do Rio Grande do Sul entre 1976 e 1987. Estas informações, entretanto, eram baseadas

exclusivamente no número de carcaças encontradas ao longo das praias. Posteriormente, estudos

sobre a mortalidade acidental da toninha através do monitoramento direto das comunidades de pesca

permitiram a coleta de informações mais robustas que subsidiaram a publicação de estatísticas mais

apuradas de mortalidade para a espécie no Rio Grande do Sul (M

ORENO

et al

., 1997; S

ECCHI

et al

1997; O

, 1998; K

INAS

& S

ECCHI

, 1998; S

ECCHI

, 1999). Atualmente, estima-se que a mortalidade

nessa região esteja em torno de 1.000 toninhas por ano (O

, 2002,

ECCHI

et al

. 2004).

Apesar das estimativas de abundância da espécie ainda apresentarem várias incertezas e

necessitarem de revisão (S

ECCHI

et al

., 2001, D

ANILEWICZ

et al

., nessa tese), algumas linhas de

pesquisa têm sugerido que a população que habita a FMA III está declinando (ver P

INEDO

OLACHEK

, 1999; K

INAS

2002; S

ECCHI

, 2006). A alta mortalidade na região tem feito com que se

recomendem medidas de manejo para a pesca costeira de emalhe (S

ECCHI

et al

., 2003). Ações que

visem a mitigação da mortalidade da toninha em redes de pesca incluem, por exemplo, o fechamento

de áreas de pesca permanentemente ou por períodos do ano, modificações e restrições nas artes de

pesca e redução do esforço de pesca (S

ECCHI

et al

., 2006; D

ANILEWICZ

et al

no prelo

). No entanto,

o conhecimento sobre áreas, períodos do ano ou artes de pesca de maior risco para o emalhe de

toninhas ainda é escasso e pouco conclusivo. Estatísticas de mortalidade atualizadas e refinadas

também são essenciais para um avanço na compreensão do impacto da pesca sobre a população de

toninhas da FMA III. No litoral norte, as estimativas de mortalidade existentes são referentes apenas

ao período de 1992-97 (M

ORENO

et al

., 1997; O

, 1998).

Pretendendo contribuir para as lacunas nos pontos mencionados, este trabalho visa apresentar

novas estimativas de mortalidade para a toninha no litoral norte do Rio Grande do Sul. Além disso,

pretende-se identificar épocas do ano, tipos e tamanho de rede de pesca e faixas de profundidades

com maior risco de captura de toninha na região.

MATERIAL E MÉTODOS

A pesca na área de estudo

A frota de pesca comercial do Rio Grande do Sul está concentrada em três localidades: em

Torres/Passo de Torres (29

19’S, 49

43’W) e Tramandaí/Imbé (29

58’S, 50

07’W) no litoral norte,

de agora em diante referidas apenas como Torres e Tramandaí, respectivamente, e em Rio Grande

(32°08′S; 52°05′W) no litoral sul (Fig. 1). Ao contrário da pesca realizada pelas embarcações de Rio

Grande, que se concentram fundamentalmente na exploração dos estoques de corvina

(

Micropogonias furnieri

) e pescada (

Cynoscion guatucupa

), a pesca no litoral norte é mais

diversificada (Tab. I). Redes direcionadas à viola (

Rhinobatus

sp.), anchova (

Pomatomus saltatriz

papa-terra (

Menticirrhus litoralis

M. americanus

) e cações (várias espécies de Chondrichthyes,

principalmente

Sphyrna

spp.,

Carcharhinus

spp. e

Mustelus

spp.) são também utilizadas. No

entanto, assim como em Rio Grande, o maior esforço concentra-se também na pesca de corvina e do

peixe miúdo (pescada e brota,

Urophycis brasiliensis

). Embora a pesca ocorra ao longo de todo o

ano, no outono, os dias de pesca são bastante reduzidos devido ao período de entressafra de peixes

(Tab. I). Durante esse período, grande parte dos pescadores das comunidades do litoral norte

aproveita para reparar e reformar suas embarcações e reparar e aumentar as redes.

A área utilizada para a pesca pelas embarcações baseadas nas comunidades do litoral norte se

estende para o norte até o Farol de Santa Marta, SC (28º35’S; 48º33’W) e para o sul até Conceição,

RS (31º43’S; 51º18’W) (Fig. 1). As profundidades de pesca variam, em sua maioria, entre 9 a 50m.

O número de embarcações de uma comunidade pesqueira é bastante dinâmico, apresentando

variações inter-anuais e mesmo intra-anuais. No período deste trabalho, a comunidade de Tramandaí

e Torres contavam com três e 42 embarcações pesqueiras, respectivamente. Para efeito de análise

das estatísticas de pesca e mortalidade, as embarcações de Torres foram separadas em três categorias

de acordo com seu tamanho e autonomia de pesca:

Categoria 1

– Embarcações de grande porte: barcos acima de 14 metros de comprimento,

dotados de casaria completa, com autonomia de no mínimo sete dias e capacidade para até nove

pescadores.

Categoria 2

- Embarcações de médio porte: barcos entre 10,5 e 14 metros de comprimento,

dotados de casaria completa, com autonomia de no mínimo cinco dias e capacidade para até sete

pescadores.

Categoria 3

- Embarcações de pequeno porte: barcos de até 10 metros de comprimento,

dotados de casaria completa, com autonomia de até três dias e capacidade para até quatro

pescadores.

Em Torres, sete embarcações eram baleeiras sem casaria, ou com casarias muito pequenas, com

baixa capacidade de armazenamento e operando em uma área muito restrita (geralmente em frente à

praia de Torres) por não mais que um dia. Estas não foram monitoradas nesse estudo.

Coleta de dados

A coleta de dados referentes às atividades pesqueiras e à mortalidade de toninha foi realizada

entre janeiro de 2002 e dezembro de 2004. As

duas comunidades de pesca do litoral norte do Rio

Grande do Sul foram visitadas para seleção das embarcações colaboradoras com o projeto, condução

de entrevistas com pescadores (mestres de embarcação e tripulantes), distribuição dos cadernos de

bordo para os mestres e observações a bordo das embarcações. A comunidade de Torres foi

acompanhada quinzenalmente, enquanto que em Tramandaí o acompanhamento foi realizado, em

sua maior parte do tempo, semanalmente. Um total de 350 dias de trabalho foram realizados em

ambas localidades para a distribuição e verificação dos cadernos de bordo e entrevistas. Foram

também conduzidos 33 embarques acompanhando as operações de pesca.

Na comunidade de Tramandaí, todas as três embarcações foram acompanhadas. Já na

comunidade de Torres, dez embarcações características foram selecionadas e junto a elas foram

conduzidos os acompanhamentos. Os dados obtidos a partir do monitoramento dessas embarcações

(n=13) serviram como referencial para estimar a dinâmica de pesca da região e quantificar o impacto

geral desta atividade sobre a toninha.

O número de embarcações foi obtido através de visitas às comunidades e entrevistas com os

pescadores. Os dias de pesca, o esforço diário mediano e a CPUE foram obtidos separadamente para

as embarcações de Tramandaí e para as embarcações das três diferentes categorias de Torres

(total=28). Desta maneira, a estimativa de mortalidade foi calculada separadamente para essas

embarcações e posteriormente somada para se obter uma estimativa para todas as embarcações do

litoral norte do Rio Grande do Sul. Em Tramandaí, em razão do monitoramento mais intensivo, foi

possível obter os dias de pesca exatos de todos os três barcos operando naquela região. Em Torres,

os dias de pesca foram contabilizados tanto através da análise dos cadernos de bordo preenchidos

como pelas entrevistas com os pescadores.

As informações coletadas para cada operação de pesca através do caderno de bordo incluíam a

data da pesca, o local de pesca (nome e coordenadas geográficas), a profundidade, o tipo de rede

(espécie-alvo de peixe, tamanho da malha em milímetros, comprimento e altura da rede em metros),

tempo de pesca (em horas) e o número de toninhas capturadas. Uma operação de pesca foi definida

como a colocação e retirada de uma rede. Tempo de pesca é o período de tempo decorrido entre

essas duas atividades. Uma embarcação é capaz de realizar mais de uma operação de pesca por dia.

No total, foram coletados dados relativos a 609 operações de pesca realizadas pelas

embarcações monitoradas. As embarcações de Torres foram responsáveis por 535 operações de

pesca e as de Tramandaí responsáveis por 174 operações de pesca coletadas.

Análises dos dados

Os dados dos anos 2002, 2003 e 2004 foram compilados e analisados em conjunto. Para

verificar tendências ao longo do ano (sazonais), os meses foram divididos por estações da seguinte

forma: verão (dezembro, janeiro e fevereiro), outono (março, abril e maio), inverno (junho, julho e

agosto) e primavera (setembro, outubro e novembro). A comparação das estatísticas de captura entre

as diferentes profundidades foi realizada utilizando as informações contidas nos cadernos de bordo,

em intervalos pré-estabelecidos. A média de cada intervalo era utilizada nas análises. Em ocasiões

em que o preenchimento era falho ou vago (ex.: profundidade “maior que 35m”), as coordenadas da

operação de pesca contida no caderno de bordo foram plotadas em uma carta náutica e sua

profundidade verificada na carta.

A influência da altura da rede nos índices de mortalidade foi testada dividindo as redes

utilizadas na região em duas categorias: redes com altura variando de 2 a 4 m e redes com altura

variando de 9 a 22 m (ver Tab. I). Variações temporais nas taxas de mortalidade da toninha foram

analisadas comparando os dados coletados por O

(1998) em 1992-1997 com os dados do presente

estudo.

Captura por unidade do esforço (CPUE)

- A partir dos dados presentes nos cadernos de bordo,

foi possível calcular o esforço de pesca diário para cada operação de pesca. O esforço diário de

pesca foi calculado de duas formas:

Esforço por área. Produto da área da rede empregada (comprimento x altura, ambos em metros)

pelo tempo (em horas) que a rede ficou pescando no mar.

Esforço linear. Produto do comprimento da rede (em metros) pelo tempo (em horas) que a rede

ficou pescando.

Uma CPUE geral foi calculada para todas as operações do litoral norte do Rio Grande do Sul,

bem como estratificada por estação do ano, tipo de rede, faixas de profundidade e categoria de

embarcação. Em razão do menor número amostral de operações de pesca em Tramandaí, a CPUE

para esta comunidade não pode ser estratificada, tendo sido calculada uma CPUE única para todo o

ano.

Como uma alternativa ao cálculo da CPUE, foi também estimada uma Taxa de Captura. Seu

cálculo é a simples divisão do número de eventos de captura (independente do número de toninhas

capturadas) pelo número de operações de pesca.

Mortalidade

- Para a estimativa de mortalidade anual de toninha pelas embarcações do litoral

norte do Rio Grande do Sul, a CPUE para cada estação do ano e tipo de embarcação é multiplicada

pelo número de dias de pesca por estação, esforço diário mediano por categoria de embarcação e

pelo número de embarcações da categoria. Assim, a estimativa de mortalidade

é calculada da

seguinte forma:

= (n

. de embarcações) X (dias de pesca) X (esforço diário mediano) X (CPUE).

Devido aos dados de CPUE apresentarem distribuição não normalizada, o intervalo de

confiança para a CPUE foi estimado como os percentis de 97,5% e 2,5% após 10.000 replicações do

bootstrap

. Essa medida de variação foi empregada para a estimativa do intervalo de confiança da

mortalidade anual de toninhas.

Todas as amostras foram testadas quanto sua normalidade utilizando o teste de Kolmogorov-

Smirnov. Quando a normalidade falhava, testes não paramétricos eram empregados. Em amostras

sem uma distribuição normal, a medida de tendência central apresentada é a mediana, com o

intervalo de confiança (IC) sendo os valores 25% e 75% da amostra. A comparação entre dois

grupos foi realizada com Teste-t ou Mann-Whitney, e entre mais de dois grupos com Análise da

Variância ou Kruskall-Wallis. A relação da taxa de captura e do CPUE com várias medidas de

esforço de pesca foi estudada através de regressões lineares e não lineares. Um nível de significância

de α = 0.05 foi considerado em todos os testes.

RESULTADOS

Esforço de pesca

Uma considerável variação no comprimento das redes para diferentes espécies-alvo de peixes

foi verificada (Fig. 2). Excetuando as comparações entre os comprimentos das redes de viola com

corvina e viola com brota/pescada, as diferenças nos valores medianos foram estatisticamente

significativas (P<0,001). No entanto, a altura mediana das redes varia pouco entre as redes utilizadas

para a pesca de corvina (2,9m), brota/pescada (2,4m) e viola (2,3m). A rede de superfície destinada

à pesca de cações é uma exceção (13,3m).

O esforço de pesca depende, fundamentalmente, do tamanho das redes de uma embarcação, do

tempo que elas permanecem na água e da autonomia de pesca do barco. Conseqüentemente, há uma

considerável variação no esforço de pesca diário entre as embarcações das categorias propostas para

Torres e Tramandaí (Tab. II). O esforço de pesca ao longo do ano não é constante (Fig. 3). Foram

constatadas diferenças sazonais significativas tanto na comparação do esforço linear (P<0,001)

como do esforço por área (P=0,002). No entanto, as estações do ano que não diferiram entre si em

relação ao esforço de pesca, variaram de acordo com a abordagem utilizada na descrição do esforço.

No esforço em área, não houve diferenças entre inverno e verão e entre inverno e outono. Já no

esforço linear, não houve diferenças entre outono e verão e entre inverno e primavera.

O esforço de pesca não apresenta as mesmas proporções nas duas comunidades estudadas. Foi

encontrada uma diferença significativa entre o comprimento das redes utilizadas em Torres

(mediana=7.408m; IC=3.333-11.112m) e Tramandaí (mediana=5.556m; IC=5.000-6.482m)

(P<0,001), bem como no esforço de pesca em área entre Torres (mediana=419478; IC=266688-

671720) e Tramandaí (mediana=200016; IC=180014-375030) (P<0,001).

Capturas acidentais

Foram registradas as capturas acidentais de 99 toninhas em 74 eventos de captura. A grande

maioria dos eventos de captura (81%) foi de apenas um único indivíduo por rede, apesar de duas

(14%), três (4%) e até dez toninhas (1%) numa mesma rede tenham também sido registradas. O uso

de carcaça de toninha como alimento foi documentado apenas em uma ocasião por um morador, não

sendo um hábito comum nessas localidades.

Estimativa de mortalidade anual

A mortalidade anual de toninhas foi extrapolada para as 31 embarcações da pesca comercial

costeira que atuam em Torres e Tramandaí, utilizando a CPUE em área como base para os cálculos,

e estimada em 429 animais (IC 95%: 168 – 853) (Tab. II). Há uma tendência bimodal, com inverno

e verão sendo as estações com maior mortalidade (Fig. 4). A mortalidade anual foi também estimada

utilizando a taxa de captura ao invés da CPUE como base para os cálculos, resultando em uma

estimativa de 353 toninhas (IC 95%: 171 – 629).

Relação entre esforço de pesca e índices de mortalidade

Há um decréscimo significativo nos valores de CPUE à medida que o esforço de pesca linear e

o esforço em área aumentam (P=0,003) (Figs. 5, 6). A taxa de captura, entretanto, mantém-se

constante com o aumento do esforço de pesca linear e em área (P=0,56) (Figs. 7, 8). Quando

verificamos a relação entre as médias das taxa de captura por comprimento da rede, é verificado que

o aumento das redes tem influência direta no aumento das médias das taxa de captura (r

= 0,93),

sendo a equação resultante y = 0,0479Ln(x) - 0,3142 (Fig. 9).

Mortalidade por faixa de profundidade

As capturas acidentais de toninhas ocorreram em profundidades que variavam de 9 a 40 m. O

esforço de pesca linear e em área não segue constante nas faixas de profundidades estabelecidas

(P=0.002 e P <0.0001, respectivamente), havendo uma flutuação entre os intervalos, sem uma

tendência definida. As diferenças na taxa de captura e CPUE linear ou em área entre faixas de

profundidades não são significativas (P<0,05). Os maiores valores de taxa de captura e CPUE em

área estão localizados no intervalo de profundidade entre 15-20m (Figs. 10a, 10c). Já a observação

da CPUE linear demonstra um decréscimo gradativo dos valores com o aumento da profundidade

(Fig. 10b).

Contudo, quando os valores de CPUE e taxa de captura são divididos em duas classes de

intervalo de profundidade – um até 25m de profundidade, e outro mais de 25m – os valores desses

índices de mortalidade são sempre superiores em águas mais rasas. Em profundidades menores que

25m, a CPUE linear é 2,9 vezes maior, a CPUE em área é 1,8 vezes maior e a taxa de captura 1,2

vezes maior.

Mortalidade por estação do ano

O esforço de pesca no verão ocorre em águas significativamente mais rasas (18m) que no

restante do ano (outono=28m, inverno=23m, primavera=23m) (P<0.001). A CPUE, independente do

método utilizado, é maior no inverno, seguida pelo verão e outono (com valores bastante similares

entre si), e menor na primavera (Tab. II). A taxa de captura apresenta o mesmo padrão de variação.

No inverno, ocorrem 0,13 eventos de captura por operação de pesca. No verão e outono a taxa de

captura é de 0,10, enquanto na primavera ela diminui para 0,08.

Mortalidade por arte de pesca

Os valores de esforço diário de pesca, taxa de captura, CPUE linear e CPUE em área para

diferentes tipos de rede são apresentados na Tab. III. Apesar de também serem empregadas no litoral

norte do Rio Grande do Sul, as redes para a pesca de anchova e papa-terra possuíram número

amostral baixo e não foram utilizadas em comparações desse estudo. A taxa de captura não diferiu

significativamente entre os tipos de rede (P = 0.17), enquanto a CPUE linear (P = 0.013) e em área

(P = 0.007), sim.

Não há diferenças nas profundidades de pesca para corvina (média=28m) e brota/pescada

(média=28m). No entanto, as pescas para viola e cação foram realizadas em águas

significativamente mais rasas (média=20,5m) do que para corvina e brota/pescada (P<0.001). Redes

de pesca com menor altura (2-4m) apresentaram maiores taxas de captura, CPUE linear e CPUE em

área do que rede com alturas maiores (9-22m), porém não significativas (P>0,05).

Em relação aos dois tipos de redes mais utilizadas pela frota do litoral norte durante o ano, a rede

para brota/pescada apresentou valores mais altos, porém não significativos, do que a rede

direcionada à corvina para taxa de mortalidade (P = 0.614), CPUE linear (P = 0.27), CPUE em área

(P = 0.25).

Variações temporais de mortalidade (1992-1997 e 2002-2004)

Houve um aumento significativo no tamanho mediano das redes, tendo ocorrido um acréscimo

de 1500m (IC = 1000 - 2000m), no período 1992-97, para 7408m (IC = 3.333 - 11.112m) em 2002-

04 (P<0,001). Conseqüentemente, o esforço de pesca linear diário também aumentou

significativamente de 27000 (IC = 18000 – 36000) para 100008 (IC = 60004 – 200016) (P<0.001).

Em relação aos índices de mortalidade, no entanto, as mudanças não seguiram o mesmo padrão

entre si. Enquanto a taxa de captura permaneceu muito similar (P=0.83), a CPUE linear e em área

apresentaram menores valores para os anos 2000-2004 (Tab. 4).

DISCUSSÃO

Esforço de pesca

O esforço de pesca pode ser mensurado de várias formas. Por entender que não apenas o

comprimento, mas também a área da rede poderia estar influenciando a probabilidade de uma

toninha ser capturada, esse trabalho optou inicialmente por medir o esforço de pesca a partir dessas

duas abordagens. À exceção do outono, estação em que há um significativo decréscimo nas saídas

para o mar, há muito pouca variação nos dias de pesca durante o inverno, primavera e verão. No

entanto, as diferenças no comprimento e área das redes são refletidas na variação do esforço linear e

em área entre as três principais estações de pesca (Figura 3). O maior esforço de pesca da primavera,

tanto linear como em área, reflete os maiores comprimentos das redes direcionadas à corvina

utilizadas em maior proporção nessa estação do ano. No entanto, durante o verão, o esforço de pesca

em área apresenta valores bastante expressivos, como conseqüência do emprego de redes de

superfície para cação com alturas que podem atingir até 20m.

A tendência da pesca no litoral norte do Rio Grande do Sul pode ser simplificada da seguinte

maneira. No outono, a pesca entra em uma entressafra. Os dias de mar caem a um terço em relação

ao resto do ano, e os proprietários das embarcações aproveitam esse período para reparar suas

embarcações e redes. A pesca recomeça em grande escala no inverno, direcionada principalmente à

brota e pescada, com redes de espera demersais de malha 10-11cm. Na primavera, a pesca começa a

ser direcionada à corvina e as redes aumentam em comprimento e malha (14cm), porém a

profundidade de pesca segue similar ao inverno. No verão, embora a pesca de corvina continue,

muitas embarcações dirigem um maior esforço para águas mais costeiras para a pesca para viola e

cações. Essa última, utilizando uma rede de superfície com altura muito maior que as redes de

corvina e brota/pescada. A malha de ambas as redes também aumenta consideravelmente para 18-

22cm.

Limitações no uso de dados de CPUE

Um dos principais objetivos deste trabalho era identificar áreas, períodos do ano ou artes de

pesca mais críticas para as capturas acidentais, ou seja, onde, quando e como as capturas aconteciam

com maior intensidade. Essas tentativas de identificação são geralmente realizadas através da

comparação das CPUEs. A escolha desse índice deve-se ao fato da CPUE eliminar as diferenças de

esforço de pesca entre as categorias da variável testada. No entanto, os resultados desse estudo

indicam que isso não é totalmente verdadeiro. A CPUE pode ser usada como ferramenta para

comparações de mortalidade somente em casos onde os grupos comparados apresentem esforço de

pesca similar. A utilização da CPUE em comparações pode facilmente conduzir a conclusões

equivocadas caso existam diferenças nos comprimentos ou área das redes e no tempo que ela

permanece no mar. Essas diferenças entre esforço de pesca não necessariamente precisam ser

significativas estatisticamente para induzir a erros de interpretação.

Para a CPUE ser um índice de captura útil na identificação de áreas/períodos/redes mais

impactantes para a toninha, os valores de CPUE não deveriam apresentar qualquer tendência

significativa estatisticamente em relação ao esforço de pesca. No entanto, foi claramente notado um

decréscimo da CPUE com o aumento do esforço de pesca. Qual a razão para essa tendência? Seriam

as redes menores mais perigosas à toninha do que as maiores? Não, este estudo identificou que o

oposto é verdadeiro: o comprimento da rede influencia positivamente a probabilidade de uma

captura ocorrer, independente do número de animais. As taxas de capturas aumentam à medida que

os intervalos de comprimento de rede também aumentam. No entanto, essa relação não é linear.

Após um rápido aumento na probabilidade de captura nos primeiros 7.000m de rede, o aumento

torna-se mais lento, porém contínuo.

O problema na utilização de CPUE para avaliação de áreas/períodos/redes de maior risco para a

toninha advém do fato que, embora pareça um contra-senso, a captura de uma toninha é um evento

raro. A toninha é um mamífero de grande porte, apresentando grupos pequenos e baixa densidade

ECCHI

et al

., 2001, C

RESPO

et al

., 1998, B

ORDINO

et al

., 1999; M

ORENO

et al

., 2003). Uma captura

acidental ocorre em torno de 10% das operações de pesca e a grande maioria das capturas (mais de

80%) é individual. Assim, mesmo que a taxa de captura aumente com o comprimento das redes, a

divisão das capturas pelo esforço linear ou em área resulta em valores maiores de CPUE para redes

menores. Consequentemente, se as comparações envolverem áreas/períodos/redes em que o esforço

seja discrepante, a CPUE poder ser um índice tendencioso e apontar áreas/períodos/redes em que o

menor esforço de pesca é empregado como sendo as mais críticas para a toninha. Por esta razão, a

taxa de captura pode ser utilizada como um índice alternativo - mais simples de se obter e com

resultados mais confiáveis - em comparações da mortalidade da toninha, bem como de outros

pequenos cetáceos.

Uma proporcionalidade entre CPUE e densidade tem sido freqüentemente assumida (M

AUNDER

et al

., 2006). A partir desse pressuposto crítico, CPUE tem sido utilizado como um índice de

densidade relativa, principalmente no manejo de estoques pesqueiros (

e.g

. M

YERS AND

ORM

2003). Essa abordagem, contudo, apresenta problemas reconhecidos, sendo a CPUE raramente

proporcional à abundância (G

ULLAND

, 1974; H

ARLEY

et al

., 2001; W

ALTERS

, 2003). Em relação à

captura acidental de toninha, um organismo com densidade imensamente inferior aos recursos

pesqueiros estudados para essa relação, essa abordagem deveria ser usada com ainda mais cautela.

Erros de avaliação podem ocorrer caso a extrapolação de densidade seja realizada entre áreas com

esforço de pesca distintos. Por exemplo, uma área onde a frota pesqueira emprega um esforço menor

poderá apresentar valores relativamente mais elevados de CPUE em relação à uma área onde a frota

utiliza um esforço de pesca maior. Isso pode induzir a uma conclusão incorreta de que a população

na área de menor esforço de pesca possui uma densidade mais elevada do que realmente possui.

A hipótese de que as toninhas apresentam maior densidade no litoral norte do que no sul do Rio

Grande do Sul foi levantada por S

ECCHI

& O

(2000) após compararem valores de CPUE entre as

áreas. Os autores sugeriram a que o estreitamento da isóbata dos 30m no norte seja responsável por

uma diminuição de área de uso da espécie e conseqüente aumento de sua densidade. É mais

provável, no entanto, que as diferenças no CPUE estivessem apenas refletindo as reconhecidas

diferenças de esforço de pesca entre as frotas estudadas, muito maior na região sul do Estado.

Seguindo o mesmo raciocínio, extrapolações de densidades obtidas em estimativas de abundância no

Rio Grande do Sul (S

ECCHI

et al

., 2001) para outras regiões, corrigidas através de CPUE, como as

realizadas por S

ECCHI

(2006) para todos os estoques de franciscana, devem ser interpretadas com

cautela.

A partir destes dados de CPUE e taxa de captura, é possível inferir que a probabilidade de mais

de um grupo de toninha entrar em contato com uma rede de pesca em menos de 20 horas

(geralmente o período máximo que uma rede fica no mar pescando), independentemente de seu

comprimento, é muito baixa. A baixa densidade da espécie pode explicar esse resultado, uma vez

que a captura de uma toninha dificilmente exerce uma influência negativa direta sobre uma próxima

captura, a não ser, possivelmente, sobre indivíduos de um mesmo grupo. Além disso, as redes são

longas e a visualização embaixo da água de uma toninha emalhada é possível somente a uma

distância de poucos metros.

Mortalidade de toninhas: estatística atual e tendências temporais.

As estimativas de mortalidade anual de toninhas aqui apresentadas confirmam os altos níveis de

mortalidade na região, sendo inclusive bastante similares à anterior existente para o litoral norte do

Rio Grande do Sul. Previamente, O

(1998) estimou uma mortalidade anual de 425 toninhas pela

frota pesqueira das mesmas localidades. Quando a mortalidade de toninhas do litoral norte é somada

às estatísticas de captura acidental do sul do Rio Grande do Sul, o resultado atinge valores

superiores a 1.000 animais mortos anualmente. Em uma compilação, O

et al.

(2002) estimam uma

mortalidade média anual de cerca de 900 para o Rio Grande do Sul. Mais recentemente, S

ECCHI

. (2004) apresentaram várias estimativas de mortalidade para a FMA III (área que compreende o

Rio Grande do Sul e Uruguai), e concluiu que os valores anuais podem chegar a até 1.500-1.800

animais.

A estimativa de mortalidade deste estudo baseou-se em esforços estratificados diferentemente

para cada tipo de embarcação, considerando suas características, o que diminuiu os erros advindo

das extrapolações. No entanto, alguns fatos precisam ser destacados. Primeiro, uma parte da frota

não foi acompanhada pelo projeto. Embarcações menores (baleeiras) e embarcações que operam

com redes de arrasto não foram monitoradas. Embora os pescadores das comunidades estudadas

nunca tenham reportado a captura de toninhas em pesca de arrasto, sabe-se que em alguns locais

essa atividade de pesca captura toninhas (C

APPOZZO

et al

., 2000). Embarcações originárias de Rio

Grande e de outros estados (principalmente Santa Catarina) também utilizam o litoral norte do Rio

Grande do Sul como área de pesca para redes de espera demersal. A mortalidade de toninhas por

essas embarcações é também desconhecida. Dessa forma, a mortalidade para as toninhas no litoral

norte apresentada aqui pode estar subestimada. Além disso, recentemente, uma nova modalidade de

pesca surgiu no litoral do Rio Grande do Sul. Essa atividade utiliza barcos infláveis a partir da praia

para a colocação de redes demersais até uma distância de 3 a 5 milhas náuticas. Embora estudos

sistemáticos ainda não tenham sido realizados, sabe-se que esta atividade também captura

acidentalmente toninhas (Moreno & Ott , com. pess.).

Como visto, o comprimento de rede tem uma influência positiva sobre a probabilidade de um

evento de captura ocorrer. A imensa diferença entre o esforço de pesca dos dois períodos (1992-97 e

2002-05) impede o uso da CPUE como índice de comparação. A taxa de captura, entretanto,

apresenta valores surpreendentemente muito similares. Esta é, provavelmente, a melhor evidência de

declínio da população de toninhas no norte do Rio Grande do Sul que a comparação destes trabalhos

permite. Isto é, embora o comprimento das redes de pesca seja atualmente cerca de cinco vezes

maior, a taxa de captura não aumenta como esperado, mas permanece inalterada. Isto reflete as

estimativas de mortalidade bastante similares entre os dois períodos, reforçando que a população de

toninha no Rio Grande do Sul está declinando em tamanho.

Mortalidade de toninhas: artes de pesca, estações e faixas de profundidade críticas.

O esforço de pesca no norte do Rio Grande do Sul é composto, em sua maior parte, por redes de

espera de fundo, as quais são as responsáveis pela grande maioria das capturas acidentais de toninha.

Nesse estudo, as menores taxas de captura são justamente relativas às redes de superfície

direcionadas à pesca de cação. Historicamente, as capturas acidentais de toninha sempre estiveram

relacionadas às redes de pesca de fundo (ver as revisões de P

RADERI

et al

., 1989 e O

et al

., 2002).

Essa característica está relacionada ao fato da espécie ser capturada durante atividades de

forrageamento (O

, 1998). A toninha alimenta-se de uma ampla variedade de espécies de peixes e

cefalópodes, a maior parte delas de hábitos demersais (P

INEDO

et al

., 1989; D

ANILEWICZ

et al

2002). Pelo menos duas hipóteses podem ser evocadas para explicar a captura majoritária de

toninhas em redes de fundo. Primeiro, as redes na superfície são possivelmente mais fáceis de serem

detectadas visualmente do que redes fixadas no fundo, onde a incidência de luz é menor. Segundo,

como já sugerido por outros autores (

e.g.

, 1998), é provável que, durante as atividades de

forrageamento, a toninha esteja com sua atenção na atividade de ecolocação direcionada à captura

das presas, possivelmente com o foco da ecolocação dirigido para baixo e não para frente, ficando

mais propensa a não detectar uma rede de pesca.

De uma forma geral, os resultados desse trabalho não apontam soluções rápidas e fáceis para a

mitigação das capturas acidentais da toninha através de restrições de áreas, artes e épocas de pesca.

As tendências notadas nesse sentido são leves e, algumas, já conhecidas e esperadas. Primeiro, foi

notado uma propensão para a diminuição nos índices de captura à medida que a profundidade de

pesca aumenta. A toninha é uma espécie de distribuição costeira, que no Rio Grande do Sul habita

desde a linha da arrebentação até as isóbatas de 40-50m. É esperado que à medida que o limite

oceânico de sua distribuição se aproxime, a densidade da espécie vá progressivamente diminuindo, e

que isto se reflita em mudanças nos índices das capturas acidentais da espécie. Embora uma

concentração de maiores valores de índices de capturas possa ser notada em profundidades menores

que 25m, o fato é que as capturas continuam ocorrendo até os 40m. Além disso, a isóbata dos 25m

está localizada a uma distância média de 15 milhas náuticas da costa no litoral norte do Rio Grande

do Sul, uma distância que torna a criação de áreas de proteção bastante complicada em termos de

logística de fiscalização.

Segundo, a exemplo do que ocorre no sul do Estado (S

ECCHI

et al

., 2004), redes para pesca de

corvina possuem índices de captura um pouco maiores do que redes para pescada e brota. É

necessário enfatizar, todavia, que em ambos os casos as diferenças não são significativas. As redes

utilizadas nessas pescas são bastante similares, diferindo basicamente no tamanho de malha (a rede

de corvina apresenta cerca de 4 cm a mais) e no comprimento total da rede (a rede de corvina

também apresenta os maiores comprimentos) e as diferenças notadas são provavelmente aleatórias.

Este trabalho aponta que as principais redes demersais utilizadas no Rio Grande do Sul possuem

índices de captura relativamente similares. Não há indicação que simples substituições no tamanho

de malha de redes de espera de fundo possam produzir reduções significativas nas capturas

acidentais da toninha. Embora a rede destinada à pesca de viola apresente valores mais altos que as

demais redes demersais (ver Tab. III), trata-se de uma rede utilizada em uma escala muito baixa no

Rio Grande do Sul quando comparada às redes de brota/pescada e corvina. Os níveis mais altos de

captura dessa rede podem estar associados à sua utilização mais costeira e pode, inclusive, ser um

artefato produzido pelo baixo número amostral de operações de pesca.

A influência do tamanho da malha de uma rede na captura de uma toninha ainda é pouco

entendida. Após entrar em contato físico com a rede, desconhece-se qual a taxa de emalhe e

liberação de um animal. Já foi reportado que redes com malhas maiores constituem uma maior

ameaça de emalhe para uma toninha. Essa hipótese tomou forma graças aos altos níveis de captura

em redes direcionadas a elasmobrânquios com malhas de tamanho grande no Uruguai na década de

1980 (

e.g.

RADERI

1997, 2000). Em nossa área de estudo, os dois tipos de redes com maior

tamanho de malha apresentaram a menor e a maior taxa de captura – viola (0,15) e cação (0,5). Essa

diferença na taxa de captura provavelmente é ocasionada pelo tipo de rede, de superfície no caso do

cação e de fundo no caso da viola, revelando que o fator “tamanho de malha” é menos crítico para

uma captura ocorrer do que se ela está localizada na superfície ou no fundo.

Uma tendência clara, entretanto, pôde ser verificada na sazonalidade das capturas acidentais.

Todos os índices de mortalidade (taxa de captura e CPUEs) indicam os meses de inverno como o

período de maior captura relativa de toninhas no norte do Rio Grande do Sul, seguido de verão e

outono, e com a primavera apresentando os menores índices. Este padrão segue estável há pelo

menos 15 anos, sendo exatamente o mesmo resultado encontrado por O

(1998) para a mesma área

no período entre 1992 e 1997. Já a mortalidade absoluta apresenta os maiores níveis no inverno e

verão. A razão, ou razões, para esse padrão, como flutuações sazonais na turbidez da água, padrões

de movimentos e ocupação do habitat pela toninha, permanecem apenas especulações.

Diferenças nos índices de captura entre estações do ano não devem ser interpretadas apenas

como sendo reflexos da utilização de artes de pesca mais ou menos perigosas para a toninha. As

capturas são igualmente conseqüência de variações na taxa de encontro de indivíduos com as redes

de pesca, resultante de diferenças no uso do habitat ao longo do ano. A toninha é uma espécie

residente do Rio Grande do Sul. Nada se conhece sobre movimentos diários ou sazonais da espécie

em ambientes de mar aberto. Um trabalho de uso de habitat indicado por profundidades de captura

acidental revelou haver uma distribuição bastante homogênea de sexos, classes etárias e

reprodutivas por faixa de profundidade (D

ANILEWICZ

, 2000). Entretanto, é plausível que estudos

futuros mais refinados identifiquem movimentos sazonais realizados pela toninha no Rio Grande do

Sul, como já reportado para outros locais (B

ORDINO

, 2002)

Capturas acidentais de organismos de vida longa e baixa taxa reprodutiva estão entre as

principais ameaças à conservação de espécies de mamíferos marinhos, aves, tartarugas-marinhas e

tubarões em todo o mundo (H

ALL

et al

., 2000). Em relação aos cetáceos, embora um sucesso na

redução das capturas tenha sido documentado em alguns poucos casos (J

OSEPH

1994; H

ALL

ONOVAN

, 2000), ainda há muito pouco avanço na busca de soluções para este problema. Em nosso

entender, a conservação da toninha passa em por dois pontos: redução do esforço de pesca (S

ECCHI

2006; D

ANILEWICZ

et al

., no prelo) e tentativas de modificação das redes. A primeira medida

depende de iniciativas políticas e de fiscalização séria. A segunda depende de pesquisa em

colaboração com os pescadores. As duas medidas podem ser tomadas independentemente, embora a

redução do esforço de pesca possua considerável potencial de criar antagonismos entre pescadores e

pesquisadores (ver D

ANILEWICZ

, nessa tese, para maiores detalhes).

Uma redução em torno de 50% do esforço de pesca é sugerida por S

ECCHI

(2006) para atenuar a

situação de ameaça da toninha. O esforço de pesca pode ser reduzido através da diminuição dos

seguintes fatores: (1) número de dias de pesca por embarcação, (2) número de redes por

embarcação, (3) tamanho das redes e (4) número de embarcações operando em uma determinada

área. Dessas quatro medidas mencionadas, sugerimos a redução progressiva no número e tamanho

das redes. Essas ações são certamente as mais simples do ponto de vista de fiscalização, uma vez

que podem ser verificadas nos portos pesqueiros, sem a necessidade de implementar um programa

de fiscais a bordo. No entanto, como visto anteriormente, somente a diminuição do tamanho das

redes torna-se uma medida inócua se não for acompanhada da manutenção (ou redução) do número

existente de redes. Esse é um ponto fundamental de ser entendido e seguido. Nossos dados sugerem

que o número de redes é mais perigoso que o comprimento das redes, se a soma do comprimento

dos dois for idêntica. Ou seja, transformar uma rede de 15.000m (taxa de captura = 0,15) em três de

5.000m (taxa de captura = 0,094 x 3 = 0,28) seria uma forma de burlar a fiscalização, pois os

pescadores poderiam argumentar, com razão, que diminuíram o comprimento das redes, e uma ação

ainda mais impactante para a toninha.

Agradecimentos

Gostaríamos de agradecer profundamente aos mestres e pescadores das comunidades de Torres e

Tramandaí que participaram da coleta de dados deste trabalho. Sem sua cooperação, esse trabalho

seria inviável. A coleta de informação sobre as capturas acidentais e as necropsias de toninhas

tiveram o auxílio de Janaína Carrion Wickert, Sue Bridi Nakashima, Cariane Campos Trigo, Márcio

Borges-Martins, Larissa Rosa de Oliveira, Márcia Bozzeti Moreira, Luciana Marquadt e Larissa

Heinzelmann. Cariane Campos Trigo prestou grande ajuda na editoração do artigo. O nosso muito

obrigado ao Jorge (DEPREC-Imbé) e sua família, pela ajuda na coleta de dados e armazenamento

das toninhas capturadas em Tramandaí. Esse trabalho teve o financiamento do Fundo Nacional do

Meio Ambiente (FNMA-MMA) e da Yaqu Pacha Fundation.

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Tabela I

. Representação da sazonalidade da pesca costeira comercial no litoral norte do Rio Grande

do Sul. Entre parênteses estão o tamanho da malha em cm medido entre nós opostos, e tipo de rede

(de fundo (F) ou de superfície (S)).

Espécies visadas Verão Outono Inverno Primavera

Dez Jan Fev Mar Abr

Mai

Jun Jul Ago Set Out Nov

Anchova (S – 9)

Brota (F – 9 a 10)

Pescada (F – 9 a 10)

Papa-terra (F – 7)

Viola (F – 18 a 22)

Cações (S – 14 a 22)

Corvina (F – 14)

Entressafra

Tabela II. Sumário do número de embarcações, de dias de pesca, esforço de pesca diário em área, CPUE em área e mortalidade de toninha,

Pontoporia blainvillei, estratificado por estação do ano e categorias de embarcações do litoral norte do Rio Grande do Sul.

Outono Inverno Primavera Verão

Mín. Méd. Máx Mín. Méd. Máx Mín. Méd. Máx Mín. Méd. Máx

Torres - categoria I

CPUE

0.0000002431 0.0000007712 0.0000014471 0.0000006413 0.0000011143 0.0000016850 0.0000001516 0.0000003980 0.0000007183 0.0000002923 0.0000007725 0.0000013866

Esforço diário

112709 112709 112709 123238 123238 123238 152145 152145 152145 157744 157744 157744

Dias de pesca

12,5 12,5 12,5 27 27 27 34 34 34 30,5 30,5 30,5

No. embarcações

6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Mortalidade 2.1 6.5 12.2 10.9 22.2 43.6 4.0 12.4 28.2 8.4 22.3 40.0

Torres - categoria II

CPUE

0.0000001314 0.0000004169 0.0000007823 0.0000003467 0.0000006024 0.0000009109 0.0000000820 0.0000002151 0.0000003883 0.0000001580 0.0000004176 0.0000007496

Esforço diário

247542 247542 247542 270665 270665 270665 334154 334154 334154 346451 346451 346451

Dias de pesca

12,5 12,5 12,5 27 27 27 34 34 34 30,5 30,5 30,5

No. embarcações

8 8 8 8 8 8 8 8 8 8 8 8

Mortalidade 3.3 10.3 19.4 17.3 35.2 69.0 6.4 19.6 44.6 13.4 35.3 63.4

Torres - categoria III

CPUE

0.0000000926 0.0000002937 0.0000005512 0.0000002443 0.0000004244 0.0000006418 0.0000000578 0.0000001516 0.0000002736 0.0000001113 0.0000002942 0.0000005282

Esforço diário

450792 450792 450792 492902 492902 492902 608520 608520 608520 630914 630914 630914

Dias de pesca

12,5 12,5 12,5 27 27 27 34 34 34 30,5 30,5 30,5

No. embarcações

14 14 14 14 14 14 14 14 14 14 14 14

Mortalidade 7.3 23.2 43.5 38.8 79.1 155.0 14.3 43.9 100.2 30.0 79.3 142.3

Tramandaí

CPUE

0.0000002545 0.0000005638 0.0000009716 0.0000002545 0.0000005638 0.0000009716 0.0000002545 0.0000005638 0.0000009716 0.0000002545 0.0000005638 0.0000009716

Esforço diário

400032 400032 400032 200016

200016 200016

200016

200016 200016

166680

166680 166680

Dias de pesca

9.75 15.9 21 24 36 45.75 18 23.1 30 18.75 31.2 48

Mortalidade 3.0 10.8 24.5 3.7 12.2 26.7 2.7 7.8 17.5 2.4 8.8 23.3

Mortalidade Total 15.6 50.8 99.6 70.6 148.7 294.3 27.4 83.6 190.5 54.2 145.7 269.0

Tabela III

. Esforço diário de pesca linear, esforço diário de pesca em área, taxa de captura, CPUE

linear e CPUE em área para toninha,

Pontoporia blainvillei

, no litoral norte do Rio Grande do Sul.

Esforço diário de

pesca (linear)

Esforço diário de

pesca (área)

Taxa de

captura

CPUE linear

CPUE em área

Brota/pescada (n=236) 133344 266688 0,10 0,0000015 0,00000073

Corvina (n=191) 143345 430034 0,07 0,0000006 0,00000024

Cação boiada (n=80) 50004 676721 0,05 0,0000020 0,00000015

Viola (n=53) 170034 373363 0,15 0,0000021 0,00000093

Tabela IV

. Comparação entre taxa de captura, CPUE linear e CPUE em área para a toninha,

Pontoporia blainvillei

, nos períodos 1992-1997 e 2002-2004 no litoral norte do Rio Grande do

Sul.

1992-1997 2002-2004

Taxa de captura 0,095 (IC = 0,05 – 0,13) 0,10 (IC = 0,08 – 0,13)

CPUE linear 0,0000062 (IC = 0,0000022 – 0,0000128) 0,0000018 (IC = 0,0000012 – 0,0000025)

CPUE em área 0,00000136 (IC = 0,0000058 – 0,0000128) 0,00000045 (0,00000033 – 0,00000058)

Fig. 1

. Mapa da área de estudo evidenciando as comunidades de pesca do litoral do Rio Grande do

Sul (RS). A área mais escura representa a área de pesca utilizada pelas embarcações do litoral norte

do Rio Grande do Sul.

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

Brota/pescada Corvina Viola Cação

Tipo de rede (espécie alvo)

Comprimento da rede (m)

Fig. 2

. Comprimento mediano (m) das redes destinadas à brota/pescada, corvina, viola e cação.

Barras inferiores e superiores indicam 25% e 75% dos valores de comprimento para cada tipo de

rede, respectivamente.

2000000

4000000

6000000

8000000

10000000

12000000

14000000

16000000

18000000

outono inverno primavera verão

Estações do ano

Esforço por área

1000000

2000000

3000000

4000000

5000000

6000000

7000000

Esforço linear

Fig. 3

. Esforço de pesca em área (barras – área da rede (m

) x tempo de água (h) x dias de pesca (d)

por estação) e linear (linha – comprimento da rede (m) x tempo de água (h) x dias de pesca por

estação) estratificados por estação do ano no litoral norte do Rio Grande do Sul.

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

0.40

Outono Inverno Primavera Verão

Meses do ano

Frequência relativa

Fig. 4.

Freqüência relativa da mortalidade anual de toninhas,

Pontoporia blainvillei

, no litoral norte

do Rio Grande do Sul.

0.00001

0.00002

0.00003

0.00004

0.00005

0.00006

0.00007

0.00008

0.00009

0.0001

0.00011

0.00012

0 100000 200000 300000 400000 500000

Esforço de pesca linear

CPUE

Fig. 5.

Relação entre esforço de pesca linear e CPUE de toninha,

Pontoporia blainvillei

, no litoral

norte do Rio Grande do Sul.

0.000002

0.000004

0.000006

0.000008

0.00001

0.000012

0.000014

0.000016

0 200000 400000 600000 800000 1000000 1200000 1400000

Esforço de pesca em área

CPUE

Fig. 6.

Relação entre esforço de pesca em área e CPUE de toninha,

Pontoporia blainvillei

, no litoral

norte do Rio Grande do Sul.

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0.14

0.16

0.18

0 100000 200000 300000 400000

Esforço linear

Taxa de captura

Fig. 7.

Relação entre esforço de pesca linear e a taxa de captura de toninha,

Pontoporia blainvillei

no litoral norte do Rio Grande do Sul.

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0.14

0.16

0.18

0 200000 400000 600000 800000 1000000 1200000 1400000

Esforço em área

Taxa de captura

Fig. 8.

Relação entre esforço de pesca em área e a taxa de captura de toninha,

Pontoporia blainvillei

no litoral norte do Rio Grande do Sul.

0.000

0.020

0.040

0.060

0.080

0.100

0.120

0.140

0.160

0.180

1500 3000 4500 6000 7500 9000 10500 12000 13500 15000 16500 18000

Comprimento das redes (m)

Taxa de captura

0.0000000

0.0000500

0.0001000

0.0001500

0.0002000

0.0002500

0.0003000

0.0003500

0.0004000

0.0004500

0.0005000

CPUE linear

Taxa de captura

CPUE linear

Fig. 9

. Relação entre taxa de captura (linha fraca) e CPUE linear (linha forte) de toninha,

Pontoporia blainvillei

, com o comprimento de rede (m) no litoral norte do Rio Grande do Sul.

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

0,16

0,18

0,2

< 15 15 - 20 20 - 25 25 - 30 30 -35 35 - 40 mais de 40

Intervalos de profundidade (m)

Taxa de captura

0,00000000

0,00000050

0,00000100

0,00000150

0,00000200

0,00000250

0,00000300

0,00000350

< 15 15 - 20 20 - 25 25 - 30 30 -35 35 - 40 mais de 40

Intervalos de profundidade (m)

CPUE linear

0,00000000

0,00000010

0,00000020

0,00000030

0,00000040

0,00000050

0,00000060

0,00000070

0,00000080

0,00000090

< 15 15 - 20 20 - 25 25 - 30 30 -35 35 - 40 mais de 40

Intervalo de profundidades (m)

CPUE em área

Fig. 10

. Taxa de captura (A), CPUE linear (B) e CPUE em área (C) de toninhas,

Pontoporia

blainvillei

, no litoral norte do Rio Grande do Sul estratificadas por intervalos de profundidade.

Abundance estimate for a threatened population of franciscana dolphins

(Pontoporia blainvillei): uncertainties and management implications

Daniel Danilewicz*

,†,‡

, Ignacio B. Moreno*

,†

, Paulo H. Ott*

,†,§

, Maurício Tavares*

,†

, Alexandre F.

Azevedo**, Eduardo R. Secchi

††

& Artur Andriolo

‡‡

* Grupo de Estudos de Mamíferos Aquáticos do Rio Grande do Sul. Rua Felipe Neri, 382/203. Porto Alegre 90440-150,

RS, Brazil. Email daniel.danilewicz@gmail.com

†

CECLIMAR/UFRGS. Av. Tramandaí, 976, Imbé 625-000, RS, Brazil

‡

Pós-Graduação em Biociências. PUC-RS. Porto Alegre, RS, Brazil

Universidade Estadual do Rio Grande do Sul (UERGS). Cidreira, Rio Grande do Sul, Brazil.

** Laboratório de Mamíferos Aquáticos (MAQUA)/UERJ. Rio de Janeiro, RJ, Brazil

††

Departamento de Oceanografia and Museu Oceanográfico “Prof. E.C. Rios” - FURG. Rio Grande, RS, Brazil

‡‡

Instituto de Ciências Biológicas. Universidade Federal de Juiz de Fora, Minas Gerais, Brazil.

UNNING HEAD

: Abundance estimation for franciscana dolphins

ORDS

: Abundance estimate; aerial survey; franciscana; southern Brazil, line transect.

Correspondence should be sent to Daniel Danilewicz

ABSTRACT

The franciscana dolphin has been considered the most threatened small cetacean in the Southwestern

Atlantic Ocean due to the bycatches in commercial gillnets. The estimation of the species abundance has

been systematically recommended as a highest research priority. In this paper, the results an aerial survey

carried out for franciscana abundance in Rio Grande do Sul, southern Brazil, are presented. Line-transect

with a zigzag pattern were followed between the shoreline and a mean distance of 24 km offshore. The

overall surveyed area comprised 13.341 km

. Abundance was estimated using Distance sampling assuming

= 0.304. During the 48 transects and a total effort of 1256,8 km, 31 franciscanas were observed in 25

groups. The corrected density is 0.51 franciscanas/km

, resulting in an abundance estimation of 6,839

franciscanas (CV = 32%; 95% CI = 3,709-12,594) for the surveyed area in Rio Grande do Sul. The

abundance estimate presented is restricted only to the area covered in the survey and extrapolation for the

whole species distribution range is not recommended. Although franciscana abundance studies have been

showing recent progresses, there is still much room for improvement. The critical points to be improved are:

(a) a perception bias value should be firstly estimated; (b) the parameters influencing availability bias should

be improved; (c) sample size should be increased. While the lack of factors to correct for perception bias and

group size underestimation in aerial surveys leads to an underestimation of franciscana abundance, the use

of surfacing and diving time data from boat and land-based surveys to correct for availability bias is likely to

cause its overestimation. Since the magnitude of both errors is unknown, it should not be assumed that one

error balance the other. In an attempt to assess the effects of the uncertainties of the g

and group size

estimates on the present franciscana abundance estimation, alternative values for these critical parameters

were incorporated in the analyses, creating 60 different scenarios. Four rates of increase were applied to the

alternative abundance estimates, producing 240 different estimates of annual increment for this franciscana

population. Even in the most optimistic scenario (with the lowest g

and the highest group size estimates),

the annual increment of franciscanas is not compatible with the current levels of bycatch, reinforcing that

fishery mortality in Rio Grande do Sul is not sustainable and that fishery management must be promptly

initiated.

Introduction

The franciscana, Pontoporia blainvillei, is a small dolphin endemic to shallow, coastal waters of tropical

and temperate regions along the coasts of Brazil, Uruguay and Argentina (Crespo et al. 1998; Siciliano et al.

2002). Mortality of franciscana in fishing operations has been observed for almost sixty years. Reports on

bycatch in shark gillnet fisheries off Uruguay date back to the early forties (Van Erp 1969). Although

gillneting in Argentina and southern Brazil also emerged in the forties, no record of bycatch exists for those

areas. Gillnet fisheries for bottom dwelling fish became the major conservation concern for franciscana in

both countries only in the eighties. Nowadays, bycatch has been reported from all main fishing villages along

most of the species geographical distribution (Corcuera 1994; Praderi 1997; Secchi et al. 1997; Kinas &

Secchi 1998; Ott 1998; Di Beneditto & Ramos 2001; Bertozzi & Zerbini 2002; Ott et al. 2002; Rosas et al.

2002).

In the coast of Rio Grande do Sul, southern Brazil, the franciscana has been experiencing an intense

bycatch in gillnets for at least 25 years (Praderi et al. 1989; Moreno et al. 1997; Ott et al. 2002). Recent

annual estimates of mortality of franciscanas in this region have been around one thousand individuals

(Secchi et al. 1997; Ott 1998; Ott et al. 2002; Secchi et al. 2004). Multiple lines of evidence, including a

declining trend in stranding rates and capture per unit of effort (CPUE), suggest that the stock inhabiting

southern Brazil and Uruguay (Franciscana Management Area III – FMA III; see Secchi et al., 2003a, for

definitions) is declining (Praderi, 1997; Pinedo and Polacheck, 1999; Secchi, 1999; Kinas 2002). This

resulted in the listing of this population as Vulnerable under the IUCN Red List of Threatened Species (IUCN

2004a).

Knowledge of population size plays a crucial role in wildlife conservation. The estimation of franciscana

abundance has been repeatedly recommended as a highest research priority to better assess the status and

improve the management of the species (e.g. Secchi et al., 2002). However, the species small body size,

non conspicuous color pattern, small group size, and avoidance behavior make surveys for estimating

abundance for this species challenging. To date, there is no current estimate for almost all populations along

the species range. The only existing attempt to compute abundance was a pioneering aerial survey

conducted in 1996 in a limited fraction (1%) of the franciscana distribution range in Rio Grande do Sul,

southern Brazil (Secchi et al. 2001). Results indicated a density of 0,66 individuals/km

within an area of 435

. In this study, we present novel population density estimates for the species in a broader area in

southern Brazil, and combine the results with the current bycatch mortality in order to evaluate the fishery

impact on the population. Moreover, we discuss the potential sources of bias in the franciscana abundance

studies and recommend enhancements for further research.

Methods

Study area and field methodology

The survey was conducted along the coast of Rio Grande do Sul, from Torres (29

19'S, 49

43'W) up to

31 km north to the border with Uruguay (33

17’S 052

46’W) (Fig 1). The survey design followed a zig-zag

pattern and transect lengths ranged from 22.2 to 35.2 km (mean = 27.9 km). Survey mean offshore limit was

24 km and the overall area surveyed comprised 13.341 km

Survey effort depended primarily on the weather. Surveys were undertaken only on sea conditions of

Beaufort 3 or less. The research team remained mobilized in the field during ten days waiting for the proper

weather conditions. The study area could be fully covered during two days of work (19 and 24 February

2004).

A high-wing, twin-engine Aerocommander aircraft was used as the survey platform. The aircraft was

equipped with one bubble window on each side to allow for direct visualization underneath the plane

(trackline). It flew at a constant altitude of 500 ft (152 m) and speed of nearly 165 km/h. The survey crew

consisted of the pilot, co-pilot, and a team of four observers. The latter rotated among a left and right

observation position, data recorder and a resting position at the end of each transect (6-10 minutes). Each

transect started no earlier than 30 min after sunrise and finished no later than 30 min before sunset. The

survey was conducted in “passing mode” (ie. the aircraft did not end effort or divert from its course when

franciscanas were seen) (Buckland et al 2001).

Information on weather condition (sun glare, Beaufort state, visibility) were collected by each observer in

the beginning of the transect or every time a change was noted. Visibility was subjectively scored on a scale

of 1 (excellent) to 4 (bad). Glare was noted as the percent of the observer search view that was affected by

the sun glare. Communication among observer and data recorder was done through the airplane internal

communication system. When a sighting occurred, the observer alerted the recorder to mark the time and

the position on GPS. Then the species, group size, and vertical angle measured with a hand-held

declinometer were immediately reported to the recorder. Sightings detected by the data recorder or off the

survey transects (e.g. when changing transects or when flying from/to the airport) were recorded as ‘off

effort’. To familiarize the pilot and observers with survey protocols, we conducted two training flights on

which we made three sightings on 18 transects. These data were used for training only, and are not

analyzed here.

Data analysis

Density was estimated using conventional distance sampling methods (Buckland et al. 1993, 2001)

using program Distance 4.0. The uncorrected density (g

=1) estimator (D

) is given by:

= [(n Es) / (2L ESW)],

where n was the number of sightings, E(s) the expected mean group size, L the total distance searched,

ESW the effective search width. This first step of the analysis was done using the program Distance 4.0.

In aerial surveys for marine mammal abundance estimation, the probability of detecting groups on the

trackline (g

) is always lower than 1. For this reason, the quantity computed with the estimator above need to

be corrected for missed dolphins: density D

cor

= D

x g

-1

. In order to improve our estimation of group size,

off-effort sightings were included in the analysis because these records were done when observers had

more time to visualize and estimate franciscana group size.

For the corrected densities D, variance estimates were calculated with the following equation obtained

by the delta method (Seber, 1982):

V(D)= g

-2

. (V(D

)+D

.V(g

))

The probability to detect a franciscana groups in the transect line (g

) is affected by both availability bias

(animals that are submerged and can not be sighted) and perception bias (observer fail to detected an

animal in the surface due to observer inexperience, fatigue, or adverse survey conditions such as glare or

rough sea state) (Marsh & Sinclair, 1989). So, g

is computed as the product between availability and

perception bias. Availability bias was estimated using the formulae provided by Barlow et al. (1988):

Pr (being visible) = (s + t) / (s + d)

where: s is the average time of franciscana being at the surface; d is the average time of franciscana

being submerged; and t is the time window during which the franciscana is within the visual range of an

observer. Values of s (1.2 sec) and d (21.7 sec) were obtained from a study on ecology and behavior of

franciscanas in Argentina by Bordino et al. (1999). The time window that a franciscana is at the surface to be

detected by the observer was calculated by collecting this value from the aircraft for floating bodies at

various distances. The values of time were then regressed against distance, and the resulting linear

regression (y=0,0292x + 5,7723; R

=0,93) presented a time window of 5,77 seconds for an object in the

transect line. In this manner, availability bias was calculated as 0,304. It was not possible to calculated

perception bias in this study and therefore, for the purpose of the analysis presented here, g

was assumed

to correspond to the value of availability bias presented above.

ESW was estimated by fitting perpendicular distance data with three key functions (Uniform, half-normal,

hazard rate) with (1) no adjustment term, (2) cosine, (3) simple and (4) hermite polynomial series

expansions. The best model was selected by the Akaike’s Information Criterion (AIC). To minimize the

negative effect of sunglare on observer sightability, segments of transect that presented more than 80% of

sun glare in the observer search view were discarded from the analysis.

Abundance uncertainties and evaluation of the bycatch impact

In order to assess the effects of the uncertainties of the g

and group size estimates on the present

franciscana abundance estimation, we applied eight alternative values for perception bias, diving and

surfacing time (affecting g

), and group size, and produced 59 density estimations as alternatives to the one

initially presented. This procedure created 60 different scenarios for the franciscana in Rio Grande do Sul,

from the more pessimistic to the more optimistic. Alternative group size values utilized were the mean on-

effort (1.36) and the mean off-effort group size from this study (2.0), and the mean group size estimated by

Bordino et al. (1999) (2.8). Alternative estimates of perception bias utilized were the ones published for

harbour porpoise for experienced and inexperienced observers by Laake et al. (1997). The alternative diving

time utilized (11.5 seconds) was the approximate median of the data published by Bordino et al. (1999). The

alternative surfacing time was maximum time a dolphin may remains available for an observer (5.77 secs),

and the mean between this maximum value and the initial one (1.2 secs). See Table 1 and read the

discussion in the “Evaluation of the field survey and statistical methods” section for details.

For an evaluation of the impact of the bycatch on the franciscana population of Rio Grande do Sul, four

estimates of the population rate of increase were applied to the 60 abundance estimations, resulting in 240

estimates of the annual population increment, that is, how many animals are added in the population each

year. Rates of increase were estimated by Secchi (2006) utilizing a deterministic model with no fishing

(r=0.029) and with the current fishing effort (r=0.017), and a stochastic model with no fishing (r=0.025) and

with the current fishing effort (r=0.011). The estimates of population increments were compared to the latest

mortality estimates for Rio Grande do Sul (1.149 and 1.379 animals), after combining data from Secchi et al.,

(2004) and Danilewicz (2007).

Results

During the 48 transects and a total effort of 1256,8 km, 31 franciscanas were observed in 25 groups

(Table 2). Twelve off-effort sightings were made by the data recorder or by the observers between the end of

a transect and the beginning of another or during displacements to/from the airports. Group size ranged from

1 to 5 individuals, with solitary individuals representing 67.5% of the sightings. Mean group size for on-effort

and off-effort sightings was 1.36 and 2, respectively. Mean group size applied in the analysis was 1.55 (the

mean for both on- and off-effort sightings). There was no significant relationship between group size and

perpendicular distance from the transect line (linear regression; p.=0.66, r

=0,01).

Franciscana sightings were recorded from the shoreline to 19.6 km offshore. Three groups were

observed just beyond the surf zone, and about 70% of the sightings were located in waters up to 10 km

offshore (Figure 3). Displacements of dolphins and abrupt dive as a negative reaction to the aircraft noise

were observed just once. In only one group sighted, a calf was recorded.

Few observations were recorded near the trackline, forcing perpendicular distance data to be left-

truncated at 74m prior to analysis. Right truncation was specified at 254m from the line, reducing the dataset

used to fit the detection function to 21 sightings. The best perpendicular distance fitting model (AIC=56,14;

Chi-p=0,87) was the uniform function with one cosine adjustment term (Fig. 4).

The corrected density for area surveyed was 0.51 franciscanas per km

, resulting in an abundance

estimation of 6,839 franciscanas (CV = 32%; 95% CI = 3,709-12,594). The encounter rate for franciscana

groups was 0.020 groups / km surveyed (Table 3).

The combination of alternative values for g

and group size resulted in 60 franciscana densities, ranging

from 0.205 to 3.17 franciscanas/km

(Figure 4). In 59.3% of combinations, the alternative estimates were

higher than the initial density presented in this paper. The annual population increment of franciscanas in Rio

Grande do Sul ranged from 30 to 1227 animals (Figure 5).

Discussion

Comparison of franciscana population size estimates

The previous estimate (1996) of franciscana density for Rio Grande do Sul (D=0.657; CV=34.47%,

Secchi et al. 2001) is slightly higher than the one presented here (D=0.55; CV=33.3%). These estimates are

not comparable and therefore this difference should not be viewed as a population decline. The area

covered in both studies differed greatly because of the constraints imposed by the flight autonomy of the

single-engine aircraft utilized in 1996. The first study was composed by eight replicate flights in the same

area located to the south of Cassino beach, between the shoreline and a maximum distance of 9.3km from

the coast, corresponding to a boundary approximately at the 15m isobath. The present study covered a

much larger, more than 30 times in extension, and heterogeneous area. In some regions the mean offshore

distance of 24 km corresponded to the isobath of 50m. In addition, the airplanes differed in some

characteristics that potentially affect the observation of animals. The single-engine plane utilized in the first

survey limited the flight duration to about one hour, while in the present study some flights it lasted 4 hours.

Longer periods of flight may increase observers fatigue and affect the detection of animals.

Extrapolation of abundance estimates

In the 1996 survey, Secchi et al. (2001) extrapolated the franciscana density found in the 435 km

surveyed area for all the stock inhabiting the FMA III (coastal waters of Uruguay and Rio Grande do Sul, up

to the 30m isobath). It resulted in an abundance of 42.048 franciscanas (95% CI 33.024 - 53.504) for an area

of 64.000km

Although tempting, any extrapolation of abundance estimates away from the surveyed areas needs to be

carefully considered. A major source of bias when estimating population size comes from the extrapolation of

estimates obtained in smaller sampling area to a larger one (Ancrenaz et al., 2004). One of the most

common ways to overestimate population size are produced is through the extrapolation of high density

areas over non-surveyed low density areas. In the present case, the surveyed area in Rio Grande do Sul

does not necessarily correspond to density beyond the surveyed area within the range of this stock (FMAIII -

including the coast of Uruguay and areas beyond the 50m isobath). Therefore, franciscana abundance

estimate presented is restricted only to the area covered in the survey.

Evaluation of the field survey and statistical methods

Population abundance is key to viability analysis of populations under threat. It is fundamental

information when designing and negotiating enforcements and management procedures with the scientific

community, governments and stakeholders. It is therefore important that all significant sources of uncertainty

be considered, quantified whenever possible, and reported as follows.

The parameters used to calculate availability bias for franciscana aerial surveys (surface time (s), diving

time (d), and the time an object remain in the view of the observer (t) were accounted for in this study. The

first two parameters were obtained from a study of the diving behavior of free-ranging franciscanas in Bahia

Anegada, Argentina (Bordino et al. 1999). The study was carried out with observers both from a boat and

land-based. This results in franciscanas remaining available for a very short time above the surface for the

observers. For this reason, the estimated average surfacing time (s) (only 1.2 seconds in Bordino et al.

1999) should be much lower than if observations were made from an airborne platform. Franciscanas remain

visible for a longer period, even under the water surface (personal observations from this survey), when seen

from an airplane.

Diving time (d) may vary among individuals, gender, behavior and age/size class and region (e.g.

Bordino et al., 1999). This parameter is not easily obtained from aerial surveys and therefore it must be

taken from other studies. In this work, the mean value (21.7 seconds) provided by Bordino et al. (1999) was

used. Nevertheless, the distribution of franciscana diving times is positively skewed, as shown in Figure 9 in

Bordino et al. (1999). The median is less sensitive to outliers than the mean and is a measure of central

tendency that better reflect a skewed distribution (Zar 2000). If the median diving time (d) (ca. 11.5 seconds)

is applied in the estimation of g(0), the resulted franciscana density decreases drastically from 0.51 to 0.28

group/km

. That alone indicates the importance of obtaining new and reliable estimates of diving time for the

species.

Estimation of group size is one of the variables affected by aircraft speed. While reducing potential

issues with responsive movement (Buckland et al. 2001), increased flight speed may reduce the time

required for accurately counting the number of individuals in a group. Franciscana group size estimates from

aerial surveys are smaller than the estimates obtained from vessel surveys. Bordino et al. (1999) in their

observations from vessels and land reported a mean group size of 2.8 franciscanas, while the aerial surveys

mean group sizes ranged from 1.17 to 1.55 animals (Secchi et al. 2001; this study). Such differences

suggest that estimates of franciscana group size are likely underestimated in aerial surveys. This led us to

propose that future aerial surveys should consider the use of closing mode instead of passing mode

approaches. This methodological change may result in more accurate estimates of group size, but will make

surveys more expensive.

Franciscana births in Rio Grande do Sul occur mainly from October to December (Danilewicz 2003), and

lactation and parental care last about nine months (Brownell 1984). Besides that, the pregnancy rates are

high – about 65% of mature females give birth each year in Rio Grande do Sul (Danilewicz 2003) – and

consequently, groups with calves would be expected to be observed during the aerial survey period

(February). However, in only one sighting (3% of all observations) a calf could be observed. Franciscana

calves are only 70-100 cm long this time of the year. As there is no difference in pigmentation, smaller

franciscanas are obviously more difficult to spot from the airplane than larger ones and it is probably yet

another factor in underestimating franciscana group size.

Because of the lack of a perception bias estimate, both this study and the past ones assumed that all

observers detected all franciscanas that were available in the transect line. This assumption is clearly

violated. Perception bias occur even in surveys working with very good sightability, that is, clear and calm

water, large and/or conspicuous species, such as humpback whales, Megaptera novaeangliae, in Brazil

(A.A., unpublished data) and Hector dolphins, Cephalorhynchus hectori, in New Zealand (Slooten et al.

2002).

Harbor porpoises (Phocoena phocoena) resembles some franciscana characteristics, such as small

body size and group size. Laake et al. (1997) estimated perception bias from aerial surveys for harbor

porpoises in Washington and concluded that the probability an experienced observer sees and correctly

identifies a group of harbor porpoises that is near the surface was 0.865. However, this probability decreases

to only 0.292 for inexperienced observers. Because of all the franciscana characteristics summarized above,

it is clear that perception bias is also less than unity in franciscana aerial surveys, even for experienced

observers. This is likely one of the most important sources of bias while estimating franciscana population

size.

In summary, while the lack of factors to correct for perception bias and group size underestimation leads

to an underestimation of franciscana abundance, the use of surfacing and diving time data from boat and

land-based surveys is likely to cause its overestimation. Since the magnitude of both errors is unknown, it

should not be assumed that one error balance the other.

Management implications

The franciscana is probably the most endangered small cetacean of the Atlantic coast of South America

(e.g. Secchi et al. 2003b). Although the species is listed as Data Deficient in the 2004 IUCN Red List of

Threatened Species (IUCN 2006b), the FMA III subpopulation is currently classified as Vulnerable (IUCN

2006a). The latest estimates of annual mortality for Rio Grande do Sul are 1.149 and 1.379 dolphins, after

combining data from Secchi et al. (2004) and Danilewicz (2007), and there is no reason to believe that

mortality estimates are positively biased. In fact, all evidences suggest that bycatch numbers are

underestimated. Supporting this premise are the following. First, an unknown number of fishing vessels from

other regions of Brazil (e.g. Santa Catarina) operate in Rio Grande do Sul waters utilizing gillnets and also

bycatch franciscanas. These vessels have not collaborated with franciscana conservation projects and were

never included in the franciscana mortality statistics. Second, fishermen tend to underreport bycatches. Even

the most trustful and cooperative fishermen eventually may underreport bycatches by forgetting to fill the log-

books. Third, a small number of entangled dolphins may fall from the net before or during the hauling-in

process (Bravington & Bisack, 1996) and remain unreported in the log-books.

Although there is a general consensus that the franciscana bycatch is unsustainable in Rio Grande do

Sul (Kinas 2002; Secchi 2006), and it is agreed that management procedures for franciscana are necessary,

the fact is that the abundance estimates are still uncertain. However, these uncertainties should not be

viewed as “burden-of-proof” situation to researchers and conservationists, rather, the franciscana

conservation issue in Rio Grande do Sul might be even worse than currently stated.

The simulations of alternative scenarios of franciscana densities and annual population increment

combined with the latest bycatch estimates, strongly suggests that the current mortality is not sustainable

(Figure 5). Even in the most optimistic scenarios, that is, when the lowest g

and the highest group size

estimates are incorporated in the density estimates, the population increment does not prevail over the

lowest mortality estimate, one more warning that this population is declining. Only in one out of 240

combinations (0.42%), the resulting population increment is higher than the bycatch mortality. It should be

noted, however, that these simulations are rather simple and require being refined, since it does not

incorporate all the parameter variances. Furthermore, it compares the population increment obtained from

density estimates restricted to the surveyed area, with mortality estimates obtained from a slightly larger

area. Nevertheless, it should also be noted that bycatch estimates are also probably underestimated, and

there is no reason to believe from the data available until the moment that the current mortality is

sustainable. Therefore, we reinforce that precautionary management procedures must to be initiated.

There are currently a plethora of proposals and attempts to mitigate small cetacean bycatch all over the

world (Reeves et al. 2003). Management actions for the mitigation of franciscana bycatch are reviewed by

Danilewicz (2007) and will unavoidably have to revise and modify the current commercial fishery

methodology in southern and southeastern Brazil. Among the mitigation procedures usually suggested are (i)

the reducing of fishery effort by decreasing gillnet length or fishing activity period, (ii) excluding fishery by

creating marine protected areas, or (iii) the use of acoustic deterrent devices (pingers) in the gillnets.

Independently of the chosen action, it is imperative to reinforce here two simple - but often forgotten -

considerations. First, top-down imposition is not management. Second, management is inadequate when it

is seen as an end in itself. The franciscana bycatch problem requires an adaptive management model

characterized by a program of continual monitoring of indicators that measure progress toward its goal, that

is, the reduction of bycatch. Management should then be faced as a hypothesis test. Bycatch mortality and

population abundance must be continually measured. Bycatch mortality will only be measured satisfactorily

with the cooperation and involvement of at least part of the stakeholders involved in the problematic. Reliable

population abundance will only be achieved with periodic research effort, methodology improvement and

observers training.

Research recommendations

There is still much room for improvement in franciscana abundance studies. In order to avoid simple

replicate of past surveys and to improve abundance estimates, it is recommended to:

i) Increase sample size which is crucial for robust abundance estimation. The two surveys conducted in

Rio Grande do Sul had the same sighting rate (0.02 group/km) and that can be used to estimate adequate

sample sizes for future studies (Buckland et al. 2001). Taking this information into account, subsequent

aerial surveys in Rio Grande do Sul should cover about 3,000 to 4,000 km of transects in order to obtain a

minimum of 60-80 sightings recommended by Buckland et al. (2001) for adequate estimation of detection

probability. Also, increasing sample size will likely reduce variance of encounter rate and, consequently,

abundance estimates.

ii) Develop a correction factor for perception bias, which should also be viewed as a priority considering

that this was probably the main factor causing bias in franciscana abundance estimations. Aircrafts allowing

independent observers during the survey should be used in the future surveys. Alternatively, the probability

of detecting a franciscana group on the transect line could be estimated using the Hiby circling method (Hiby

1999).

iii) Expand the survey area to cover the whole stock range. Next aerial surveys in Rio Grande do Sul

should cover also the Uruguayan coast. Besides that, research effort on abundance estimation should begin

in FMA I and FMA II.

Acknowledgments

This study was possible thanks to the financial support of Fundo Nacional do Meio Ambiente – Brazilian

Federal Government (Projeto Biologia e Conservação de Pontoporia blainvillei FNMA 094/2001) and Yaqu

Pacha Organization. We are very grateful to all the people that gave invaluable logistical and safety support

for this survey: the Museu Oceanográfico de Rio Grande´s staff, mainly director Lauro Barcellos,

CECLIMAR´staff, Aeroclube de Osório, PATRAM e Brigada Militar do Rio Grande do Sul, Márcio Borges-

Martins, Larissa Oliveira, Rodrigo Machado, Rodrigo Baleia and Mestre Gasolina. We wish to express our

gratitude to the pilots Marcelo Marques Graciano and Fernando Moura for their great job. It is a pleasure to

thank A. Zerbini for assisting the analyses and reviewing the manuscript. The Conselho Nacional para o

Desenvolvimento Cientifico e Tecnológico – CNPq (Brazil) has granted PHD fellowships to D. Danilewicz

(140452/2003-6) and I.B. Moreno (140660/2004-6).

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Table 1. Estimates of the parameters applied in the density estimates of franciscana

(Pontoporia blainvillei) in Rio Grande do Sul, Brazil.

Parameter Estimates

Initial Alternatives

Group size 1.36 2.0 1.55 2.8

Perception bias 1.0 0.865 0.292

Surface time 1.2 5.77 3.49

Diving time 21.7 11.5

Table 2. Details of the line transects carried out and franciscana (Pontoporia blainvillei)

sightings during this study

Date No. Transects Hours

surveyed

Transect length

(km)

Groups observed

19/Feb (morning) 20 4:03 hs 557,5 8

19/Feb (afternoon) 8 1:28 hs 188,0 3

24/Feb (morning) 20 3:49 hs 511,3 14

Total 48 9:20 hs 1256,8 25

Table 3. Summary on parameter estimation and confidence interval for

franciscana (Pontoporia blainvillei) abundance estimation in Rio Grande do Sul.

Estimate % CV 95% Confidence Interval

ESW

83m 24.98 49.7 138.7

f (0)

0,012 24.98 0.072 0.02

Encouter rate

0.016 26.56 0.01 0.028

=1)

0.13 37.56 0.064 0.274

2304 37.56 1,115 4,759

D (g

=0,305)

0.51 32.02 0.278 0.944

6,839 32.02 3,809 12,594

Fig. 1. Map of the study area presenting the line transects for the franciscana (Pontoporia blainvillei) aerial survey in Rio

Grande do Sul, Brazil.

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

30,0

35,0

40,0

45,0

50,0

0 a 5 5 a 10 10 a 15 15 a 20

Distance from the shore (km)

Relative frequence of franciscana sighting

Fig. 2. Relationship between distance from the shore and percent of franciscana (Pontoporia

blainvillei) sightings in Rio Grande do Sul, Brazil.

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1,0

0 50 100 150 200 250 300

Perpendicular distance in meters

Detection Probability

Fig. 3 Distribution of perpendicular distances and fit of the detection function for the franciscana (Pontoporia

blainvillei) using a uniform model with one cosine adjustment term.

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.2-

0.39

0.4-

0.59

0.6-

0.79

0.8-

0.99

1.0-1.19 1.2-1.39 1.4-1.59 1.6-1.79 1.8-1.9 2.0-

2.19

2.2-

2.39

2.4-

2.59

2.6-

2.79

2.8-

2.99

3.0-

3.19

Franciscana density estimations

Relative frequency

Fig. 4 Relative frequency of density estimates for franciscanas (Pontoporia blainvillei) in Rio

Grande do Sul, considering 60 different scenarios for group size and g

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240

Combinations

Annual population increment

Fig. 5 Estimates of annual population increment for franciscana (Pontoporia blainvillei) in Rio Grande do Sul

(n=240), applying 60 combinations of g

and group size and four population rates of increase. Grey lines A and B

indicate the two latest annual bycatch mortality estimates for Rio Grande do Sul.

Manejando os comuns e conservando os golfinhos - perspectivas e recomendações para

a problemática das capturas acidentais de toninha no sul do Brasil

Daniel Danilewicz

Grupo de Estudos de Mamíferos Aquáticos do Rio Grande do Sul (GEMARS). Rua

Felipe Neri 382/203, 90440-150 Porto Alegre, RS, Brasil. (daniel.danilewicz@

terra.com.br)

Departamento de Biodiversidade e Ecologia Faculdade de Biociências – PUCRS. Av.

Ipiranga, 6681, 90619-900 Porto Alegre, RS, Brasil.

Centro de Estudos Costeiros, Limnológicos e Marinhos, Universidade Federal do Rio

Grande do Sul (CECLIMAR – UFRGS). Av. Tramandaí, 976, 95625-000 Praia do Imbé,

RS, Brasil.

PALAVRAS-CHAVE

. Pesca,

Pontoporia blainvillei

, captura acidental, manejo,

conservação.

A toninha,

Pontoporia blainvillei

, é a espécie de pequeno cetáceo mais ameaçada em

toda costa atlântica da América do Sul. Esta é uma sentença seguidamente reproduzida

na literatura científica e seguramente condiz com o conhecimento atual sobre a fauna de

cetáceos no continente e seus problemas de conservação (

e.g.

ECCHI

et al

., 2003;

EEVES

et al

., 2003).

Desde o momento em que pesquisas sistemáticas com cetáceos começaram a ser

conduzidas no Brasil, mais precisamente no Rio Grande do Sul, a partir de

monitoramentos de praia em meados da década de 1970, foi constatado que a toninha

poderia estar enfrentando um impacto significativo da pesca (P

INEDO

, 1986). Quando

dados obtidos diretamente dos portos de pesca ou embarques começaram a ser

divulgados (L

ODI

& C

APISTRANO

, 1991; S

ECCHI

et al

., 1997; M

ORENO

et al

., 1997), o

que inicialmente eram fortes indícios transformaram-se em certeza: nenhuma outra

espécie de cetáceo apresentava taxas de capturas acidentais em redes de pesca mais altas

que a toninha. Na Argentina e Uruguai, países vizinhos ao Brasil onde a toninha ocorre

também apresentavam os mesmos resultados preocupantes, principalmente no Uruguai

RADERI

, 1985; P

RADERI

et al

., 1989; C

ORCUERA

et al

., 1994).

O histórico de encontros para a discussão sobre os problemas de conservação da

toninha tem início em 1986, com a realização do

Workshop on

Biology and

Conservation of River Dolphins

na China. Após esse evento, iniciou-se em 1992 uma

série de cinco

workshops

dedicados exclusivamente às discussões sobre a biologia e

conservação da toninha. O que no começo eram reuniões dedicadas à divulgação de

novidades sobre aspectos biológicos/ecológicos de uma espécie nunca vista viva na

natureza e de dados preliminares sobre capturas acidentais, logo se tornou um canal de

apresentação de informações sobre história de vida, genética populacional, estimativas

de abundância, definições de estoques populacionais, estimativas refinadas de

mortalidade, estudos comportamentais – incluindo o uso de radio-telemetria – e análises

de viabilidade populacional, para citar alguns dos estudos mais relevantes. Portanto,

além de ser a espécie de pequeno cetáceo mais ameaçada em toda costa atlântica da

América do Sul, a toninha tornou-se decididamente uma das espécies de mamíferos

marinhos mais conhecidas e pesquisadas em todo continente. Apesar disso,

estranhamente, sua classificação na Lista Vermelha de Espécies Ameaçadas da World

Conservation Union (IUCN) ainda consta como Dados Insuficientes

(DD) (IUCN,

2006a), embora a população que habita o Rio Grande do Sul e Uruguai esteja

classificada como Vulnerável (VU) (IUCN, 2006b).

O atual grau de conhecimento sobre a espécie tem direcionado o levantamento da

seguinte questão: quando terá início alguma ação concreta para a conservação da

toninha? Quando o manejo da pesca que efetua as capturas acidentais da toninha

começará? Contudo, a questão pertinente no momento não é

quando

o manejo terá

início. Pelo menos no Rio Grande do Sul, existem evidências que a população está

declinando (P

INEDO

& P

OLACHEK

, 1999; K

INAS

, 2002, S

ECCHI

, 2006) e que o momento

para ações concretas chegou.

A questão mais importante agora não é

quando

, mas sim

como

o manejo deve ser

implementado.

Em minha opinião, o problema das capturas acidentais da toninha requer um modelo

de manejo adaptativo caracterizado por um monitoramento contínuo dos indicadores que

aferem o progresso das medidas propostas (C

ARROLL

& M

EFFE

, 1997). Isto é, o manejo

deve ser encarado como um teste de hipóteses. As análises de viabilidade populacional

conduzidas até o momento indicam que a toninha não sofre um risco eminente de

extinção nos próximos 25 anos (K

INAS

, 2002). Conseqüentemente, há ainda tempo para

propor ações, testá-las, corrigi-las e modificá-las se necessário. Isto não significa,

obviamente, que

qualquer ação

deve testada. Descuidos, atropelos e negligências em

nome de uma ação rápida para abrandar pressões públicas, políticas ou

conservacionistas, podem comprometer a viabilidade futura do manejo da pesca que

impacta as populações de toninha.

Acredito ser este o cerne do problema e o maior desafio para as pessoas seriamente

envolvidas na conservação da toninha: como implementar medidas de manejo para a

pesca costeira comercial e ainda conseguir monitorar o sucesso (ou insucessos) delas em

mitigar a mortalidade acidental?

Dois pontos devem ser inicialmente compreendidos: (

) não existe a possibilidade de

um dia haver uma mortalidade zero de toninhas, a não ser que a pesca costeira comercial

entre o Espírito Santo e Rio Grande do Sul seja extinta. Esse não deve ser um objetivo a

ser almejado; (

) não há como diminuir a mortalidade da toninha sem interferir

diretamente na pesca, em suas metodologias e dinâmica. E qualquer tentativa de

interferência e mudança na pesca acarretará reações fortes. As reações devem vir em

diferentes formas, principalmente das empresas de pesca que atuam em águas do sul e

sudeste do Brasil. No entanto, uma das prováveis conseqüências de modificações na

pesca que afetará diretamente o monitoramento das medidas de manejo é a criação de

antagonismos entre pescadores e pesquisadores em campo, com provável interrupção

das colaborações já existentes.

Neste sentido, as pessoas interessadas e envolvidas no processo de conservação da

toninha devem ter em mente que absolutamente

toda

informação relevante sobre a

mortalidade da espécie foi possível de se obter exclusivamente através da cooperação

dos pescadores com os projetos de pesquisa. Seja essa informação obtida por

observações diretas durante embarques de pesca, cadernos de bordo preenchidos pelos

mestres de embarcações, ou através de entrevistas com pescadores. Os pescadores

sempre foram cientes que as leis federais existentes proíbem e punem a captura – mesmo

acidental – de toninhas. Não obstante, concordavam em coletar informações sobre as

toninhas capturadas, muitas vezes permitindo o embarque de pesquisadores, em outras

eles próprios coletando os animais e levando ao porto para os pesquisadores,

possibilitando as estatísticas de mortalidade hoje existentes em vários locais do Brasil.

Os pescadores nunca foram diretamente remunerados por essa atividade, pelo menos nos

projetos de pesquisa de meu conhecimento. A colaboração, em sua grande parte, era e é

baseada, essencialmente, na boa vontade e na confiança.

Se a cooperação entre pescadores e pesquisadores for interrompida, muito

provavelmente terá início um período marcado por incertezas e ignorância em relação à

mortalidade de toninhas. Não há qualquer exagero nessa afirmação. Retornaremos à

década de 1980, quando toda informação de mortalidade provinha de animais

encalhados nas praias. Sem um monitoramento contínuo da mortalidade acidental, não

haverá métodos para assegurar que as medidas de manejo propostas – seja a criação de

Áreas Marinhas Protegidas, diminuição do esforço de pesca, ou outra qualquer – estejam

de fato sendo eficientes. Será um retrocesso no processo de conservação da espécie.

Pode-se argumentar que esse é um risco a ser assumido. Eu discordo. Infelizmente,

não existe um método indireto robusto para estimar a mortalidade acidental de toninhas.

Estimativas indiretas de mortalidade, como a contagem de animais encalhados nas

praias, possuem fatores que adicionam erros, como a influência de variáveis

oceanográficas e a adição de animais com mortalidade natural nas estatísticas, apenas

para citar dois exemplos. Modelos estatísticos elaborados utilizando informações de

tendência de esforço de pesca e tendência de quantidade de pescado no desembarque nos

portos poderiam ser desenvolvidos e aplicados para se estimar a tendência de

mortalidade da toninha. Entretanto, mais uma vez, a variância inserida nessas tendências

impossibilitaria uma avaliação da tendência de mortalidade da toninha. A verdade é que

na ausência do monitoramento direto da mortalidade acidental, não há uma maneira

confiável de se certificar que as medidas propostas estão sendo eficientes e em que

pontos devem ser melhoradas.

No entanto, dados diretos de mortalidade acidental de toninha poderiam ser obtidos

de duas maneiras alternativas: (

) obrigação dos mestres a preencher cadernos de bordo

com dados sobre capturas e (

) obrigação de haver fiscais de bordo coletando

diretamente esses dados. Essas duas opções possuem sérias limitações: (

)

preenchimento obrigatório de cadernos de bordo, com os mestres cientes do problema

das capturas acidentais e suas conseqüências sobre seu trabalho, resultará em dados

adulterados; (

) embora fiscais de bordo seja uma alternativa interessante, o seu uso em

embarcações de pesca comercial costeira ainda não parece ser uma opção logisticamente

e financeiramente viável para a realidade da brasileira. Em muitas embarcações existem

sérias limitações de espaço e segurança que limitam a presença de eventuais fiscais de

bordo. Além disso, geralmente as atividades pesqueiras não seguem um calendário fixo

que um fiscal possa seguir: não existe uma data nem horário previsto para as

embarcações saírem dos portos para a pesca. Isto depende, fundamentalmente, de fatores

meteorológicos e mecânicos da embarcação.

Por estas razões, gostaria de reforçar o ponto de vista que deve haver o entendimento

e concordância de pelo menos

uma

parte

dos pescadores com as medidas de manejo,

para que o monitoramento das medidas possa ser realizado. Felizmente, há o

entendimento, mesmo que de uma pequena porção dos pescadores, que “algo precisa ser

feito” para a pesca continuar viável a longo prazo. Está bastante claro não apenas para os

pesquisadores (

e.g.

AIMOVICI

, 1998), mas também para os pescadores, que os recursos

pesqueiros estão declinando acentuadamente. Esse é um dos principais argumentos a ser

utilizado para buscar o apoio de parte dos pescadores na continuidade com a colaboração

aos projetos de pesquisa. Sem essa colaboração e sem o monitoramento contínuo da

mortalidade da toninha e do sucesso das medidas de manejo propostas para a pesca,

haverá a falsa sensação de que o trabalho foi feito e o problema resolvido. Mas o

problema continuará existindo, apenas não poderá ser visto, e as carcaças de toninhas

continuarão a chegar às praias.

Proposições de manejo para a problemática das capturas acidentais de toninha

A seguir serão caracterizadas e brevemente comentadas de forma crítica algumas das

proposições de manejo usualmente sugeridas para a problemática das interações da

pesca de emalhe com a toninha. Acredito que a conservação da toninha passa por dois

pontos: redução do esforço de pesca associada a tentativas de modificação das redes. A

primeira medida depende de iniciativas políticas e de fiscalização eficiente. A segunda

depende de pesquisa em colaboração com os pescadores.

i. Alarmes Acústicos

A utilização de alarmes acústicos nas redes visando aumentar a percepção das

mesmas pelas toninhas é desestimulada. Seu uso ainda é motivo de discussão em função

de resultados controversos em vários experimentos conduzidos em diversas partes do

mundo com diferentes espécies de cetáceos (R

EEVES

et al

., 1996; D

AWSON

et al

., 1998).

Alguns poucos experimentos, nos quais os alarmes demonstraram-se efetivos para

reduzir as capturas acidentais (K

RAUS

et al

., 1997), não tiveram continuidade a longo-

prazo para avaliar o efeito da habituação que o cetáceo pode apresentar perante esse

novo ruído no seu ambiente. Foi constatado, em alguns experimentos, que após um

determinado período inicial, os golfinhos se habituam aos ruídos produzidos pelos

alarmes e não voltam à sua freqüência usual de ecolocação (C

et al

., 2001).

O uso de alarmes com baterias de longa duração e que são resistentes à manipulação

durante a atividade normal de pesca, têm um elevado preço no mercado (em torno de

US$ 150 a 200 por unidade). O tamanho médio de uma rede, que normalmente captura

toninha no Rio Grande do Sul (

i.e.

5.000m) precisaria em torno de 100 unidades.

Considerando que a frota costeira de emalhe no Rio Grande do Sul está composta por

aproximadamente 180 embarcações, o uso de alarmes se torna inviável financeiramente,

mesmo desconsiderando o elevado custo que um experimento teria para pagar o salário

dos observadores de bordo necessários tanto para conduzir o experimento em si como

para monitorar sua eficiência e para a manutenção necessária

a posteriori

Além disso, experimentos realizados na Argentina demonstraram que, apesar das

capturas acidentais de toninha terem diminuído após a colocação dos alarmes, os sons

emitidos aumentaram os ataques de leões-marinhos (

Otaria byronia

) às redes de pesca, a

fim de retirar o pescado da rede, causando consideráveis prejuízos econômicos aos

pescadores (Bordino

et al

., 2002). Isto se torna particularmente problemático para o

litoral do Rio Grande do Sul, onde estão localizadas as duas mais importantes áreas de

concentração de leões-marinhos do Brasil (Ilha dos Lobos, em Torres, e o molhe leste da

Barra de Rio Grande). Outro fator negativo dos alarmes acústicos é a adição de poluição

sonora ao meio ambiente aquático com conseqüências desconhecidas para a fauna

marinha.

ii. Criação de Áreas Marinhas Protegidas (AMP)

As áreas de uso preferenciais da toninha estão associadas a regiões de pouca

profundidade, que em geral não ultrapassam a profundidade de 40 m. Deste modo, a

criação de áreas de exclusão pesqueira para utilização de redes de espera, dentro do

limite de distribuição preferencial das populações da espécie, pode ser considerada uma

alternativa de manejo. A implementação dessa medida requer, entretanto, uma cuidadosa

avaliação prévia das condições sócio-econômicas das comunidades pesqueiras afetadas,

de modo a prever alguma forma de compensação pela suspensão, temporária ou

permanente, da pesca.

É importante salientar também, que de um modo geral, as AMPs possuem maior

sucesso quando a exclusão é direcionada a uma pescaria de pequena escala, em áreas

relativamente pequenas, e onde os estoques de peixes possuem baixa mobilidade, como

por exemplo, em ambientes de recifes de corais (H

ALPERN

, 2003). Entretanto, quando as

espécies alvo de proteção são organismos que realizam amplos movimentos, bem como

em situações em que a pesca a ser excluída é de larga escala e realizada em grandes

áreas, como é o caso da pesca em áreas temperadas, o sucesso das AMPs tem sido

bastante questionado (K

AISER

, 2005).

Além disso, é fundamental avaliar seriamente a capacidade de fiscalização de uma

área antes de torná-la uma AMP. Geralmente, em regiões temperadas e em áreas onde

existe uma pesca de larga escala, como é o caso das áreas onde a toninha utiliza no Rio

Grande do Sul, é necessário proteger uma área que varia de cerca de 10 a até 65% da

área de pesca utilizada pela espécie alvo (G

ELL

& R

OBERTS

, 2003). Uma área desta

magnitude certamente pode comprometer a fiscalização e a efetividade da criação de

uma reserva.

Outro aspecto a ser considerado é que a criação de uma AMP costeira provavelmente

teria um efeito apenas sobre os pescadores de menor porte que não teriam condições de

se deslocar para áreas de pesca mais afastadas da costa. As embarcações de maior porte

e aquelas pertencentes às grandes empresas de pesca, caso resolvam cumprir as medidas

de restrições de área de perca, desviarão seu esforço para fora da AMP. Ou seja, a

criação de uma AMP sem restringir o esforço de pesca apenas desloca o problema da

sobrepesca para outras áreas.

Uma alternativa interessante para aumentar a efetividade da fiscalização sobre as

áreas de exclusão de pesca seria a implementação de um programa de rastreamento por

satélite da frota pesqueira. Essa metodologia tem sido recentemente implementada de

forma preliminar (Z

AGAGLIA

& B

ONILHA

, 2007). Caso esse sistema torne-se uma

realidade, possui o potencial de revolucionar o sistema de fiscalização de embarcações

pesqueiras no país e aumentar a viabilidade das AMPs como opção de manejo.

iii. Redução do Esforço de Pesca

Uma redução em pelo menos 50% no esforço de pesca no Rio Grande do Sul é

sugerida por S

ECCHI

(2006) para alterar a classificação da toninha de Vulnerável para

uma situação de Baixa Preocupação. De maneira geral, o esforço de pesca pode ser

reduzido, através da (

) diminuição do tamanho das redes empregadas, (

) redução do

tempo em que as redes permanecem na água, (

iii

) redução do número de dias de pesca

por embarcação ou (

) redução do número de embarcações operando.

Dentre essas quatro medidas mencionadas, sugerimos a redução no número e do

tamanho das redes. Essas ações são certamente as mais simples do ponto de vista de

fiscalização, uma vez que podem ser verificadas nos próprios portos pesqueiros, sem a

necessidade de implementar um programa de fiscais a bordo. No entanto, somente a

diminuição do tamanho das redes torna-se uma medida inócua se não for acompanhada

da manutenção (ou redução) do número existente de redes. Esse é um ponto

fundamental de ser entendido e seguido. Transformar uma rede de 9.000m em três de

3.000m, por exemplo, é uma forma de burlar a fiscalização e uma ação ainda mais

impactante para a toninha (ver D

ANILEWICZ

et al

., nessa Tese).

iv. Modificações nas Artes de Pesca

Estudos focados na utilização de materiais que aumentam a densidade das redes de

pesca, e conseqüentemente, da refletância das mesmas, têm produzido resultados

positivos na tentativa de diminuir as capturas acidentais de golfinhos no Hemisfério

Norte (T

RIPPEL

& S

HEPHERD

, 2004). Com o aumento da densidade da rede, os golfinhos

conseguem percebê-las mais facilmente através de seu sistema de orientação

(ecolocação). O aumento de densidade das redes pode ser obtido através da inclusão de

partículas de sulfato de bário ou óxido de ferro no “nylon” com que as redes são

manufaturadas. Com isso, os golfinhos parecem perceber as redes modificadas com

maior antecedência do que aquelas com “nylon” comum, diminuindo, assim o número

de capturas. Com isso, os golfinhos parecem perceber mais facilmente as redes em

relação aquelas confeccionadas com “nylon” comum, diminuindo, assim o número de

capturas. É importante mencionar que, apesar das modificações, as redes modificadas

com esses materiais não capturam menos peixes que as normais, embora sejam cerca de

20% mais caras (T

RIPPEL

et al

., 2003). Apesar de existirem ainda poucos estudos nesse

sentido, esse parece ser uma alternativa promissora para a redução das capturas

acidentais de toninha no sul do Brasil.

Recomendações de políticas públicas para o manejo da pesca comercial costeira

1. Ações de manejo não devem ser vistas como uma solução final.

Ações de manejo não devem ser vistas como um ponto final, mas sim como um

teste de hipóteses. É imprescindível que as medidas propostas sejam continuamente

monitoradas, testadas e melhoradas. Esse é o principio do manejo adaptativo, o qual se

baseia na premissa de que não entendemos o suficiente sobre um ecossistema para

manejá-lo, e não precisamos esperar um entendimento total para agir em relação a um

problema de conservação. Possíveis falhas não devem ser encaradas como fracassos;

ajustes e correções nas medidas podem ser incorporados caso o monitoramento dos

resultados aponte essa necessidade. É preciso, assim, abdicar do conceito de que um

problema de conservação é resolvido simplesmente em função da criação de uma

legislação específica.

2. As ações de manejo devem ser monitoradas a longo prazo.

O sucesso das ações de manejo sobre a pesca comercial costeira que afeta as

populações de toninha deve ser monitorado constantemente. Esse monitoramento deverá

ser efetuado através do acompanhamento a longo prazo da tendência das taxas de

capturas acidentais e das estimativas de abundância.

3. Ações de manejo não devem ser inviáveis logisticamente para fiscalização.

Deve haver o máximo cuidado para que propostas de manejo para a problemática da

pesca-toninha sejam viáveis no que concerne à sua fiscalização. Há o ponto de vista de

que o papel dos cientistas e conservacionistas não é preocupar-se com a viabilidade de

fiscalização de uma proposta de manejo, mas sim propor a melhor solução científica

possível e delegar a responsabilidade de fiscalização para os órgãos governamentais

competentes. Contudo, discordamos dessa visão exclusivamente técnica, uma vez que

são evidentes as atuais limitações financeiras da maioria dos órgãos de fiscalização do

país. Medidas que exijam a presença de fiscais de bordo para garantir sua efetividade,

por exemplo, devem ser descartadas, pois são logisticamente e financeiramente

inviáveis. Da mesma forma, atualmente o fechamento de grandes áreas de pesca exige

um esforço desmedido e sistemático de fiscalização, através de meios de monitoramento

marinhos e aéreos (avião, helicóptero).

4. Ações de manejo devem contar com ampla disseminação de informação.

É fundamental que haja pleno entendimento pelo maior número possível de

envolvidos (

e.g.

pescadores, donos de empresas de pesca) sobre as ações de manejo que

serão implementadas. Ações de manejo e restrições obscuras, sem o devido

esclarecimento prévio e divulgação dos seus objetivos e seus benefícios, a longo prazo,

para os envolvidos, acarretam, invariavelmente, em má-vontade para seu cumprimento.

A falta de esclarecimento geralmente é interpretada pelas comunidades envolvidas como

menosprezo por parte dos governantes e torna-se mais um motivador para seu

descumprimento. Além disso, a desinformação acerca da importância de medidas de

manejo é um dos principais fatores que contribuem para a falta de participação das

comunidades nas discussões e ações de manejo.

5. Ações de manejo devem contar com a concordância e participação das

comunidades de pesca envolvidas.

Qualquer medida de manejo que vise diminuir as capturas acidentais das toninhas

acarretará, obrigatoriamente, em modificações e/ou restrições à pesca costeira

comercial. Nesse sentido, a concordância total por parte das comunidades de pesca em

relação às medidas é utopia e sua ausência não deve ser supervalorizada. Sempre haverá

descontentamento e contrariedade por parte das comunidades envolvidas quando, de

alguma forma, o recurso pesqueiro for limitado. É indispensável, entretanto, empregar

todos os esforços para sensibilizar o maior número possível de indivíduos envolvidos

com a pesca. Sem que, pelo menos, um segmento dos pescadores concorde e acredite

nas medidas propostas, será impraticável o monitoramento do sucesso das ações de

manejo. Sem a colaboração de alguns pescadores para o monitoramento do sucesso

dessas ações, não haverá como avaliar se as mesmas estão atingindo seus objetivos em

relação à conservação da toninha.

6. Ações de manejo devem ter uma abrangência nacional.

É imperativo que qualquer ação de manejo que imponha limites ou modificações

no esforço pesqueiro tenha abrangência nacional. Embarcações pesqueiras não

reconhecem fronteiras estaduais. Embarcações provenientes dos Estados do sul e sudeste

do Brasil podem explorar recursos pesqueiros existentes em toda essa área. Para que

uma ação de manejo proposta seja respeitada e cumprida, é necessário assegurar às

comunidades locais envolvidas que pescadores provenientes de outras comunidades não

encontrarão facilidades para explorar os recursos pesqueiros que foram limitados.

7. O impacto econômico das medidas de manejo deve ser previamente estudado

Qualquer medida de manejo sobre a pesca - independentemente de qual for

escolhida - acarretará em perdas econômicas para diversos segmentos sociais envolvidos

nessa atividade. O impacto dessas perdas deve ser minimamente estudado e conhecido

para que mecanismos de compensação financeira possam ser propostos àqueles

segmentos menos favorecidos economicamente.

8. Ações de manejo devem ser acompanhadas de pesquisa.

Tão importante quanto implementar ações de manejo para a problemática da pesca e

da toninha é dar seguimento às pesquisas mais diretamente relacionadas à conservação

da espécie e ao monitoramento das ações de manejo. Nesse sentido, deve-se prosseguir

com o (1) monitoramento das estatísticas de mortalidade da toninha; (2) com as

estimativas de abundância para a espécie, bem como (3) iniciar experimentos com novas

tecnologias pesqueiras (ver Proposições de manejo) que visem mitigar as capturas

acidentais da espécie.

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DESCRIÇÃO DA PESCA COSTEIRA DE MÉDIA ESCALA NO LITORAL NORTE DO RIO

GRANDE DO SUL: COMUNIDADES PESQUEIRAS DE IMBÉ/TRAMANDAÍ E PASSO DE

TORRES/TORRES

Ignacio Benites MORENO

; Maurício TAVARES

1,2

; Daniel DANILEWICZ

1,3

; Paulo Henrique OTT

; Rodrigo

MACHADO

1,2

RESUMO

O presente trabalho apresenta uma descrição detalhada da pesca costeira de média escala no litoral norte do Rio Grande do Sul,

enfocando aspectos técnicos, econômicos e sociais de duas comunidades pesqueiras (Imbé/Tramandaí e Passo de

Torres/Torres). Um total de 49 embarcações foram monitoradas, entre janeiro de 2002 e dezembro de 2004. Os resultados

demonstram grande plasticidade quanto à utilização das áreas de pesca, bem como quanto aos tipos de artes de pesca

empregadas pelas embarcações, que se diferenciam em quatro categorias. Vários dos recursos explorados apresentam sinais de

sobrexplotação, tais como a corniva (

Micropogonias furnieri

), a castanha (

Umbrina canosai

) e diversas espécies de

elasmobrânquios.

Palavras-chave: descrição da pesca; sobrexplotação; emalhe; Rio Grande do Sul.

DESCRIPTION OF THE COASTAL MEDIUM SCALE FISHERY ON THE NORTHERN RIO

GRANDE DO SUL STATE: FISHING COMMUNITIES FROM IMBÉ/TRAMANDAÍ AND PASSO DE

TORRES/TORRES

ABSTRACT

The present study presents a detailed description of the coastal medium scale fishery on the northern Rio Grande do Sul State.

Technical, economic and social aspects about two fishing communities (Imbé/Tramandaí and Passo de Torres/Torres) are

detailed. A total of 49 fishing vessels were monitored from January 2002 and December 2004. The results demonstrate high level

of plasticity related to fishing areas, nets and fishing vessels, wich are divided in to four categories. Several exploited resources

present signs of over-exploitation, such as the whitemouth croaker (

Micropogonias furnieri

), the Argentine croaker (

Umbrina

canosai) and various types of Elasmobranchii.

Key-words: fishing description; over-exploitation; gillneting; Rio Grande do Sul.

INTRODUÇÃO

Nos últimos cinqüenta anos, a pesca mundial tem apresentado um significativo crescimento,

representando uma importante atividade econômica em todas as escalas, desde o nível de pequenas

comunidades locais até o comércio internacional (FAO, 2004). Como conseqüência, em muitas regiões

Esse trabalho foi realizado com o financiamento do Fundo Nacional do Meio Ambiente, através do projeto

Conservação e Biologia de Pontoporia blainvillei, convênio GEMARS/FNMA 094/2001, Edital Probio 4/2001 .

Grupo de Estudos de Mamíferos Aquáticos do Rio Grande do Sul. Rua Felipe Neri, 382/203. Porto Alegre 90440-

150, RS, Brasil. E-mail: [email protected]

CECLIMAR/UFRGS. Av. Tramandaí, 976, Imbé, 625-000, RS, Brasil.

Departamento de Biodiversidade e Ecologia da Faculdade de Biociências – PUCRS. Av. Ipiranga, 6681, 90619-900,

Porto Alegre, RS, Brasil.

Universidade Estadual do Rio Grande do Sul (UERGS). Cidreira, Rio Grande do Sul, Brasil.

do mundo, as atividades pesqueiras têm removido uma grande quantidade de biomassa dos

ecossistemas estuarinos, costeiros e marinhos (READ et al., 2006; MYERS e WORM, 2003).

Na costa brasileira, o litoral do Rio Grande do Sul é uma das regiões de maior potencial pesqueiro

(HAIMOVICI et al., 1996). Contudo, assim como as demais regiões do país, o Rio Grande do Sul carece

de uma efetiva política de manejo dos recursos vivos. Certamente, um dos fatores que dificultam o

manejo adequado desses recursos é a escassez de conhecimentos sobre as características e a dinâmica da

pesca desenvolvida na região.

Enquanto na região de Rio Grande, o principal porto pesqueiro do sul do país, existe um bom

conhecimento acerca dos recursos vivos existentes e um acompanhamento sistemático do setor

pesqueiro (e.g. HAIMOVICI et al., 1989; VOOREN et al., 1990; IBAMA, 1995), no litoral norte do Rio

Grande do Sul (LNRS), estas informações vêm sendo coletadas de forma bastante esporádica.

GLIESH (1925) foi um dos primeiros autores a descrever as atividades pesqueiras desenvolvidas no

LNRS, reportando as embarcações e os métodos pesqueiros utilizados na região de Torres. Em 1968, o

Conselho de Desenvolvimento do Extremo Sul (CODESUL) forneceu os primeiros dados referentes à

pesca costeira na região de Tramandaí. Alguns anos mais tarde, novas informações sobre a pesca nessa

região foram fornecidas pelo Grupo Executivo do Desenvolvimento da Indústria da Pesca (GEDIP,

1972). BERTOLETTI et al. (1983) apresentaram dados sobre a comunidade pesqueira da Bacia Inferior do

Mampituba - RS/SC, na região de Torres, enfocando aspectos sócio-econômicos e fornecendo

informações históricas. Porém, dados detalhados sobre as artes de pesca, bem como sua dinâmica de

funcionamento para as comunidades pesqueiras do LNRS, somente foram apresentados anos mais tarde

em estudos envolvendo a interação com mamíferos marinhos (MORENO et al., 1997; OTT, 1998).

Recentemente, GALINA e VOOREN (2005) apresentaram dados sobre pesca de elasmobrânquios em Passo

de Torres/Torres a partir de entrevistas durante desembarques durante um curto período (verão de 2004/2005).

KLIPPEL et al. (2005a) forneceram alguns dados sobre as comunidades do LNRS ao descreverem a pesca

industrial no sul do Brasil. KLIPPEL

et al

. (2005b) fizeram uma descrição detalhada da pesca artesanal de

beira-de-praia no litoral norte do RS, apresentando alguns dados sobre as comunidades pesqueiras.

Apesar do conhecimento geral sobre a pesca no litoral do Rio Grande do Sul obtido nos últimos

anos, é importante notar que as estatísticas de desembarque pesqueiro elaboradas pela antiga

Superintendência do Desenvolvimento de Pesca (SUDEPE) e, atualmente, pelo Instituto Brasileiro de

Meio Ambiente e Recursos Naturais Renováveis (IBAMA) são referentes exclusivamente às embarcações

sediadas na localidade de Rio Grande. Apenas em 2003, o município de Passo de Torres (SC), que se

situa às margens do Rio Mampituba, assim como o município de Torres (RS), e que comporta grande

parte da frota pesqueira do porto de Torres/Passo de Torres, passaram a ser incluídos no Boletim

Estatístico da Pesca Industrial de Santa Catarina (UNIVALI/CTTMar, 2004). Contudo, os dados não

foram coletados nos anos subseqüentes (http://siaiacad04.univali.br/index_tabs.php?id=&ano=2005).

O presente trabalho objetiva fornecer uma descrição detalhada sobre a dinâmica da pesca costeira

de média escala nas comunidades de Imbé/Tramandaí (RS) e Passo de Torres/Torres (SC), incluindo

aspectos técnicos, econômicos e sociais.

MATERIAL E MÉTODOS

Área de estudo

A frota comercial da pesca costeira de média escala do litoral norte do Rio Grande do Sul (LNRS)

está situada em duas localidades: Torres/Passo de Torres (29º19’S, 49º43’W) e Imbé/Tramandaí (29º58’S,

50º07’W). Essas duas localidades abrigam duas comunidades de pesca distintas, situadas às margens dos

Rios Mampituba (divisa entre os municípios de Torres, RS e Passo de Torres, SC) e Tramandaí (divisa

entre os municípios de Imbé e Tramandaí)(Figura 1).

Coleta de dados

O presente trabalho foi desenvolvido como parte do projeto “Conservação e Biologia de Pontoporia

blainvillei”, realizado pelo Grupo de Estudos de Mamíferos Aquáticos do Rio Grande do Sul (GEMARS)

em convênio com o Fundo Nacional do Meio Ambiente (FNMA). A coleta de dados referentes às

atividades pesqueiras foi realizada entre janeiro de 2002 e dezembro de 2004. As duas comunidades de

pesca do LNRS foram visitadas em 350 ocasiões para seleção das embarcações colaboradoras com o

projeto, condução de entrevistas com pescadores (mestres de embarcação e tripulantes), distribuição dos

cadernos de bordo para os mestres e observações a bordo das embarcações. A comunidade de Passo de

Torres/Torres foi acompanhada quinzenalmente, enquanto que a de Imbé/Tramandaí foi monitorada

semanalmente. Foram também conduzidos 33 dias de observações a bordo das embarcações pesqueiras.

Cabe salientar que estas duas comunidades pesqueiras são acompanhadas pelo GEMARS desde 1992

para estudo das interações entre a pesca e os mamíferos marinhos, sendo que até o presente momento já

foram realizados mais de 180 embarques (ver MORENO et al., 1997; OTT, 1998).

As informações coletadas para cada operação de pesca, através do caderno de bordo e dos

embarques, incluíam a data da pesca, o local de pesca (nome e coordenadas geográficas), a

profundidade, o tipo de rede (espécie-alvo de peixe, tamanho da malha em centímetros, comprimento e

altura da rede em metros) e tempo de pesca (em horas). Uma operação de pesca foi definida como a

colocação e retirada de uma rede. Enquanto o tempo de pesca como o período de tempo decorrido entre

essas duas atividades. Uma embarcação é capaz de realizar mais de uma operação de pesca por dia.

No total, foram coletados dados relativos a 821 operações de pesca realizadas pelas 22 embarcações

monitoradas (entre cadernos de bordo e embarques). As embarcações de Passo de Torres/Torres (n=19)

100

foram responsáveis por

647 (78,80

%) das operações de pesca e as de Imbé/Tramandaí (n=3)

101

responsáveis por 174 (21,20%) operações de pesca monitoradas.

102

103

RESULTADOS E DISCUSSÃO

104

Caracterização da pesca costeira de média escala no litoral norte do Rio Grande do Sul

105

Nas duas comunidades estudadas, a atividade pesqueira é caracteristicamente costeira atuando

106

apenas na plataforma continental rasa, sendo que dentro dessa área os pescadores são extremamente

107

móveis, sempre procurando regiões de maior produtividade pesqueira. No período de estudo, a frota

108

pesqueira era composta por 49 embarcações (46 em Passo de Passo de Torres/Torres e três em

109

Imbé/Tramandaí) que operavam normalmente dentro da área compreendida entre Araranguá/SC

110

(28°56’S), e o Farol de Mostardas/RS (31º15’S), em profundidades que variam de 10 a 50 m (Figura 1).

111

Porém, dependendo da espécie de peixe visada, as áreas de atuação podiam variar consideravelmente.

112

Por exemplo, em 2003 e 2004 no início da safra da corvina, algumas embarcações de maior porte

113

deslocaram-se até Santos/SP (24°56'S), a fim de antecipar as capturas e garantir uma maior rentabilidade

114

do recurso, antes mesmo da chegada da espécie no litoral do RS.

115

116

117

Figura 1. Principal área de pesca (região hachurada) utilizada pelas embarcações das

118

comunidades pesqueiras do litoral norte do Rio Grande do Sul.

119

120

Das 49 embarcações existentes no LNRS, 22 (45%) foram estudadas de maneira detalhada quanto às

121

características das atividades pesqueiras. Todas são construídas em madeira, entre oito e 20 m de

122

comprimento, possuem motores a diesel entre 22 e 360 HP e armazenam de duas a 60 toneladas de

123

pescado. Essas embarcações possuem aparelhos de navegação bastante simples, geralmente atuando

124

apenas com GPS, ecobatímetro e rádio Px. Entretanto, muitos barcos contam ainda com rádio VHF e, os

125

de maior porte, com rádio de longo alcance (SSB) e radar. O número de tripulantes por embarcação varia

126

de três a nove pescadores, enquanto a autonomia de um a 20 dias de pesca. Em Imbé/Tramandaí,

127

geralmente, os barcos realizam viagens com duração de um dia. Esse tipo de operação pesqueira é

128

chamado localmente de “bate-volta” e consiste, freqüentemente, na busca de uma rede de emalhe de

129

fundo colocada no dia anterior ou na colocação e retirada de uma rede no mesmo dia, seja ela de emalhe

130

de fundo ou de superfície. Esse tipo de pescaria também é praticado com freqüência pelas baleeiras e

131

embarcações de pequeno e médio porte em Passo de Torres/Torres, especialmente no verão, quando

132

ocorre a pesca do papa-terra (Menticirrhus spp.) em associação com a pesca da viola (Rhynobatos sp.) e de

133

outros elasmobrânquios (e.g. Sphyrna, Mustelus). O pescado é normalmente conservado em gelo, exceto

134

em viagens de apenas um dia, quando este processo torna-se desnecessário.

135

A pesca nessa região é caracterizada pela exploração de recursos demersais e pelágicos. Para

136

obtenção de tais recursos, os pescadores utilizam uma variedade de artes de pesca, incluindo redes de

137

emalhe de fundo e de superfície, redes de arrasto e espinhéis. Para cada espécie de peixe são

138

empregados equipamentos específicos de diferentes materiais, dimensões, tamanhos de malha e

139

flutuabilidade. No entanto, redes de emalhe de fundo, confeccionadas em poliamida monofilamento de

140

0,4 a 0,6 mm de diâmetro e malhas com tamanhos entre 7 e 22cm (medidos entre nós opostos e com a

141

malha esticada), são normalmente as mais utilizadas. Essas redes são chamadas de “peças” e apresentam

142

de 1,8 a 4 m de altura e aproximadamente 100 m de extensão. Contudo, várias “peças” são utilizadas em

143

conjunto, atingindo uma extensão total que varia entre 400 e 23.200 m. O tempo de permanência dessas

144

redes na água varia de 3 a 48 horas. Estas redes são consideradas relativamente seletivas, uma vez que

145

são espécie-específicas e tamanho-específicas.

146

Tipos de embarcações

147

As embarcações podem ser separadas em quatro categorias de acordo com seu tamanho e

148

autonomia de pesca (Figura 2).

149

Categoria 1 (Grande porte) (Figura 2A): embarcações acima de 14 metros de comprimento, dotadas de

150

casaria completa, com autonomia de no mínimo 10 dias e capacidade para até 9 pescadores.

151

Categoria 2

(

Médio porte

) (Figura 2B)

embarcações entre 10 e 14 metros de comprimento, dotadas de

152

casaria completa, com autonomia de no mínimo 5 dias e capacidade para até 7 pescadores.

153

Categoria 3 (Pequeno porte) (Figura 2C): embarcações de até 10 metros de comprimento, dotadas de

154

casaria completa, com autonomia de até 2 dias e capacidade para até 4 pescadores.

155

Categoria 4

(

Canoas ou baleeiras

) (Figura 2D)

embarcações de até 11 metros sem casaria e sem

156

autonomia para viagens longas, com capacidade de 2 a 3 pescadores.

157

158

159

Tipos de redes

160

Redes de emalhe de fundo (demersais): são as mais utilizadas na região de estudo e são destinadas

161

especialmente para a pesca da corvina (

Micropogonias furnieri

), brota (

Urophycis brasiliensis

), pescada

162

(Cynoscion guatucupa), papa-terra (Menticirrhus spp.) e diversas espécies de elasmobrânquios juvenis de

163

pequeno porte (e.g. Rhynobatos spp., Sphyrna spp., Rhizoprionodon sp.). Essas redes são fixadas no fundo

164

com âncoras, sendo sinalizadas através de bandeiras ou bóias na superfície. São colocadas no mar

165

manualmente e retiradas com recolhedores mecânicos, denominados de guinchos pelos pescadores. As

166

principais redes demersais utilizadas na região são descritas a seguir com a denominação utilizada pelos

167

pescadores:

168

1- Rede de corvina: malha geralmente de 13 ou 14cm, podem medir entre 400 e 23.200m (0,22 a 12,5

169

milhas náuticas) de comprimento e tem de altura entre 1,8 e 4m. Permanece na água, em média, de 18 a

170

24h pelas embarcações que realizam “bate-volta”. Porém nas embarcações que permanecem vários dias

171

no mar pescando, em geral, a rede fica na água de 3 a 10h, podendo chegar a até 20h em algumas

172

ocasiões.

173

Rede de brota

: malha de 10cm, medem entre 1.850 e 20.300m (1 a 11 milhas náuticas) de

174

comprimento e tem de altura entre 1,8 e 3m. Permanece na água em média 18h. Essa rede também é

175

chamada de rede de pescada ou, ainda, “miudeira” por alguns pescadores.

176

3- Rede de papa-terra: malha 7 ou 8cm, medem entre 1.850 e 5600m (1 a 3 milhas náuticas) de

177

comprimento e tem de 1,5 a 2m de altura. Permanece na água de 6 a 8h.

178

4- Rede de viola: malha 18 a 22cm, medem entre 550 a 16.600m (0,3 a 9 milhas náuticas) de

179

comprimento e tem de altura entre 2 e 3m. Permanece na água em média de 18 a 24h, podendo ficar até

180

48h em alguns casos. É a única rede de fundo que permanece até dois dias na água, devido ao fato de

181

que as espécies visadas (diversas espécies de elasmobrânquios) suportam mais tempo vivas após o

182

emalhe. Esse tipo de rede também é chamada localmente de “sarninha”.

183

Redes de emalhe de superfície: são utilizadas essencialmente para a pesca da anchova (Pomatomus

184

saltatrix) durante o dia, sendo colocadas na água geralmente após a observação visual de cardumes na

185

superfície ou detecção de sua presença por meio de equipamentos eletrônicos (eco-sonda). Também são

186

empregadas para a pesca de determinadas espécies de elasmobrânquios em regiões próximas à costa.

187

Essas redes permanecem livres à deriva na superfície, sendo sinalizadas através de bandeiras em suas

188

extremidades. São colocadas e recolhidas manualmente sem a utilização de guincho. As principais redes

189

de emalhe de superfície utilizadas na região são descritas a seguir com a denominação utilizada pelos

190

pescadores:

191

1- Rede de anchova: malha 8 ou 9cm, com comprimento entre 300 e 3.700m (0,16 a 2 milhas náuticas)

192

e altura entre 7 e 17m. Normalmente, os pescadores realizam amostragens com algumas “peças” de rede,

193

as quais permanecem na água por períodos relativamente curtos de tempo (de 10 a 15 minutos). Caso

194

essas amostragens sejam positivas em relação ao número de indivíduos capturados, toda a rede é

195

colocada na água, permanecendo submersa por períodos mais longos (1 a 4h).

196

2- Rede de cação boiada: malha 14 a 22cm, medindo entre 1.850 e 5.600m (1 a 3 milhas náuticas) de

197

comprimento e altura entre 9 e 20m. Permanecem na água de 3 a 18h e, em geral, ocupam toda a coluna

198

d’água. É empregada na pesca de elasmobrânquios, e, em muitos casos, é utilizada para a viola por

199

muitos pescadores que não possuem rede específica para essa espécie, porém para essa finalidade

200

utiliza-se a fixação da rede ao fundo através de âncoras. Dessa forma, essa rede é utilizada tanto como

201

rede de emalhe de superfície quanto de fundo. Diferentemente da usual poliamida monofilamento

202

utilizada nas outras redes já descritas, essa pode ser confeccionada também com náilon seda. Esta rede

203

também é denominada localmente, pelos pescadores, de “caçoal”.

204

Redes de arrasto: No Litoral Norte do Rio Grande do Sul, esta arte de pesca é utilizada apenas na

205

comunidade de Passo de Torres/Torres para a captura de camarão e de pequenos peixes como a maria-

206

luiza (Paralonchurus brasiliensis). Geralmente é adotada por muitos barcos como atividade provisória,

207

quando a pesca com redes de emalhe apresenta baixa produtividade. A atividade de arrasto é

208

semelhante à descrita por BARCELLOS et al. (1991) para a frota de Rio Grande, sendo as portas de

209

madeira sobre armação de metal, com malhas no ensacador variando de 1 a 6 cm entre nós opostos.

210

Espinhel: arte de pesca utilizada por algumas embarcações de Passo de Torres/Torres como uma

211

alternativa de pesca nos períodos de entressafra. O espinhel de fundo utilizado nessa comunidade é

212

muito semelhante ao descrito por BARCELLOS et al. (1991) e geralmente é utilizado para a pesca de

213

peixes de fundo associados aos parcéis, tais como as garoupas (Epinephelus spp.) e os chernes (Polyprion

214

sp.). O tamanho total dos espinhéis varia de 0,25 a 9 milhas náuticas de comprimento, dependendo da

215

embarcação. Esporadicamente algumas embarcações menores das duas comunidades estudadas se

216

dirigem até alguns parcéis, munidas de linhas de mão, a fim de pescarem os peixes acima citados que

217

apresentam alto valor comercial e incrementam a baixa renda desses pescadores.

218

219

Safras de pesca

220

Cada uma das principais espécies de peixes visadas tem um período do ano específico para a sua

221

captura. Esses períodos constituem as safras, que duram, em geral, três meses (Tabela 1). Nesses

222

períodos pré-determinados são empregados petrechos específicos para cada espécie. Durante os meses

223

de abril e maio ocorre a entressafra, quando a maioria dos pescadores se dedicam ao conserto dos

224

petrechos de pesca e das embarcações. Esse período começa usualmente dias antes da “Semana Santa”,

225

com a realização das últimas saídas para garantir um bom estoque de peixes para a venda durante a

226

Páscoa. Comumente, as embarcações de Imbé/Tramandaí são levadas para os estaleiros de Passo de

227

Torres/Torres para pintura e reforma.

228

229

Tabela 1. Representação da sazonalidade da pesca costeira de média escala no litoral norte do Rio

230

Grande do Sul.

231

Verão Outono Inverno Primavera

Espécies visadas

Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez

Papa-terra

Viola

Cações

Anchova

Brota

Pescada

Corvina

Entressafra

232

233

Figura 2 – Embarcações típicas do litoral norte do Rio Grande do Sul. (A) categoria 1, (B) categoria 2, (C) categoria 3 e (D) categoria 4.

234

A divisão do trabalho dentro das embarcações

235

Nas embarcações das categorias 1 a 3, os pescadores estão divididos em quatro funções: mestre da

236

embarcação (ou patrão), motorista, cozinheiro e marinheiro.

237

Ao mestre cabe toda a responsabilidade da segurança da embarcação, dos pescadores e do material

238

de pesca. São de sua responsabilidade as decisões sobre a escolha da área e da arte de pesca a ser

239

utilizada em uma saída. Em terra, o mestre, juntamente com os demais pescadores, é responsável pelo

240

conserto e manutenção das redes. É o mestre quem embarca (contrata) ou desembarca (despede) um

241

tripulante.

242

Durante a pescaria, os marinheiros são responsáveis por colocar e retirar as redes do mar. Cabe a

243

eles, também, a tarefa de despescar os peixes emalhados na rede enquanto ela é recolhida pelo guincho.

244

Durante as viagens, os marinheiros são responsáveis pela organização e limpeza das redes, do convés e

245

do interior da embarcação. Em terra, os marinheiros são responsáveis pelo conserto e manutenção das

246

redes.

247

O motorista, além de exercer as atividades normais de um marinheiro, é responsável pela mecânica

248

do barco. Da mesma forma, o cozinheiro também exerce as atividades de marinheiro e é responsável

249

pelas refeições a bordo. Para tanto, nos horários próximos às refeições ele é liberado pelo mestre dos

250

trabalhos no convés para poder cozinhar. Todas as embarcações sediadas nas comunidades de Passo de

251

Torres/Torres e Imbé/Tramandaí possuem atracadouros próprios e desembarcam os peixes nesses

252

locais. Recentemente, com a construção de embarcações maiores, alguns barcos realizam o desembarque

253

do pescado em portos de maior porte, tais como os de Laguna (28

29’S; 048

46’W) e Itajaí (26

54’S;

254

048

40’W), ambos localizados em SC.

255

256

Gastos e divisões da pescaria

257

Antes de partir do porto, uma embarcação possui basicamente três gastos: o óleo combustível para a

258

viagem, o gelo para conservar o pescado e os gêneros alimentícios (rancho) para o consumo a bordo

259

durante a viagem. O fator determinante para o valor total gasto com cada um desses itens é o período de

260

viagem planejado e a capacidade de armazenamento da embarcação.

261

O rendimento da pescaria depende da quantidade e da espécie do pescado capturado pela

262

embarcação. Por sua vez, os valores do pescado apresentam uma variação considerável, dependendo,

263

fundamentalmente, da quantidade de oferta da espécie na região. Na maioria dos casos, o valor de peixe

264

é estipulado pelos próprios donos das embarcações e muitas vezes, quando a produção alcança números

265

elevados o preço do pescado diminui rapidamente, seguindo a lei da oferta e da procura.

266

Metade do pescado proveniente de uma pescaria é de propriedade do dono da embarcação que

267

geralmente possui uma peixaria e acaba adquirindo a outra metade da produção de seu barco. Essa

268

outra metade é dividida entre os pescadores como forma de pagamento, depois de descontados os

269

custos da viagem (óleo combustível, gelo e rancho). A divisão dessa quantia restante entre os

270

pescadores é baseada em um sistema de partes, no qual cada marinheiro ganha uma parte, o motorista e

271

cozinheiro uma parte e meia, enquanto que o mestre ganha três partes. Assim, se a embarcação possui

272

seis marinheiros (6 partes), um motorista (1,5 partes), um cozinheiro (1,5 partes) e um mestre (3 partes), a

273

quantia que pertence aos pescadores é dividida por 12 (6+1,5+1,5+3). Uma prática comum empregada

274

antes da divisão das partes é a retirada de uma pequena quantidade (~5kg) de peixe, denominada

275

“cambalacho” pelos pescadores, a qual é utilizada para consumo próprio ou comercializada diretamente

276

com moradores e turistas. Essa prática é especialmente importante no verão, quando a renda dos

277

pescadores aumenta com a venda de peixes para os turistas.

278

279

Produção, compradores e principais mercados consumidores

280

No momento do desembarque do pescado, aquelas embarcações que pertencem a alguma peixaria

281

entregam o peixe diretamente para esta, seguindo também o sistema de partes. Nas embarcações em que

282

o proprietário não possui peixaria ou nas poucas vezes em que o barco pertence aos próprios mestres, o

283

peixe é entregue em peixarias pré-determinadas, e o valor recebido é dividido entre o dono do barco

284

(50%) e a tripulação (50%), seguindo a mesma metodologia das partes. As peixarias possuem acordos

285

pré-estabelecidos com os donos das embarcações e pagam pelo peixe o valor de mercado local, o qual

286

muitas vezes é o mesmo em todas as peixarias da cidade. Esse valor usualmente não sofre aumento

287

mesmo que em outras localidades próximas peixe obtenha um valor maior durante aquela safra. O

288

contrário não é verdadeiro, e quando o valor do peixe sofre uma desvalorização em outras localidades, o

289

preço repercute quase que imediatamente nos portos locais. Devido a esta sistemática existente na

290

comercialização do desembarque pesqueiro, os pescadores praticamente não possuem escolha na hora

291

de vender o peixe.

292

No verão, com o aumento do número de turistas, o peixe alcança maiores valores. Porém, na maioria

293

dos casos, os peixes são diretamente comercializados pelas peixarias para atravessadores ou peixarias de

294

maior porte do sul e do centro do país. Algumas vezes, contudo, o produto pode alcançar diretamente os

295

mercados de cidades como Itajaí (SC), Porto Alegre (RS) e Rio Grande (RS). Numa prática pouco

296

comum, alguns donos de embarcações que possuem peixarias, estocam o pescado em câmaras frias e

297

realizam a exportação para outros países com a ajuda de peixarias de grande porte.

298

As espécies mais visadas, tais como a corvina, a pescada e a brota, possuem geralmente um baixo

299

valor comercial (entre R$ 1,00 e 2,00 por quilo em 2003-2004). Entretanto, algumas espécies como a

300

garoupa e o linguado, alcançam preços mais elevados (entre R$ 5,00 e 6,00 por quilo). Existem ainda,

301

espécies que possuem valor comercial muito baixo, tais como a savelha (

Brevoortia pectinata

) que, em

302

2003, era comprada dos pescadores por R$ 0,20 a 0,30 o quilo e revendida por peixarias da capital a R$

303

1,00 o quilo. A discrepância entre o valor pago aos pescadores e o preço praticado pelas peixarias locais e

304

principalmente pelos mercados da capital do Estado, reflete a exploração econômica a que os pescadores

305

são submetidos.

306

307

Situação trabalhista dos pescadores

308

Os rendimentos dos pescadores, durante o período de safra, dependem exclusivamente da

309

quantidade de peixe capturado. Conforme se verificou, nenhum pescador recebe um salário mínimo ou

310

qualquer outra compensação caso a pescaria não alcance o teto mínimo para cobrir seus gastos mensais.

311

Nos períodos em que a embarcação não está obtendo lucro ou nos períodos de entressafra, os pescadores

312

recebem um empréstimo, denominado de “vale”, que é descontado a medida que a captura alcança

313

níveis rentáveis ou as atividades de pesca são reiniciadas.

314

Com relação à situação trabalhista, nenhum pescador possui vínculo empregatício com as empresas

315

de pesca. Sendo assim, não possuem carteira assinada, salário, férias, 13º salário, FGTS ou qualquer

316

outro benefício trabalhista. Durante os períodos de entressafra ou no verão, muitos pescadores,

317

procuram empregos temporários alternativos. Aqueles pescadores que continuam vinculados a uma

318

embarcação, recebem um pagamento semanal para realizarem o conserto dos petrechos de pesca

319

320

CONCLUSÕES

321

As atividades pesqueiras praticadas no litoral norte do Rio Grande do Sul se assemelham em muito,

322

aquelas praticadas no porto de Rio Grande/RS (BARCELLOS

et al

., 1991; REIS, 1993). Nesse sentido, a

323

atividade pesqueira desenvolvida no litoral norte do Rio Grande do Sul se enquadra bem na designação

324

proposta por REIS (1993) como Pesca Costeira de Média Escala, pois possui mão-de-obra especializada

325

dividida entre os membros da tripulação. Além disso, a maioria das embarcações é equipada com

326

ecobatímetros, sistemas de localização por satélite (GPS) e recolhedores de redes mecânicos. Entretanto,

327

segundo OTT (1998), a utilização de “guincho” no recolhimento das redes no litoral norte se iniciou por

328

volta de 1994, pois até então o recolhimento era feito manualmente, como ainda ocorre em algumas artes

329

de pesca (

e.g.

rede de superfície para anchova) ou em pequenas embarcações.

330

A pesca comercial no Estado do Rio Grande do Sul, mais especificamente no extremo sul do Estado,

331

tem sofrido oscilações com relação ao total de pescado desembarcado. Nesse sentido, diversas espécies

332

costeiras encontram-se em regime de sobrexplotação ou no limite máximo de produção (JABLONSKI

333

2005), como exemplo podemos citar a corvina (HAIMOVICI

et al.

1989; BOFFO e REIS, 2003), a castanha

334

(

Umbrina canosai

) (HAIMOVICI e REIS, 1989) e diversas espécies de elasmobrânquios (

VOOREN e 335

KLIPPEL, 2005)

. Devido à diminuição dos estoques pesqueiros, existe uma tendência ao aumento do

336

esforço, a fim de capturar quantidades de pescado economicamente viáveis. Comparando os dados

337

apresentados por OTT (1998) com os atuais comprimentos das redes de emalhe utilizadas no litoral

338

norte, observa-se que todas as artes de pesca de emalhe, sofreram um aumento significativo no tamanho

339

mediano, tendo passado de 1500m (IC = 1000 - 2000m), no período 1992-97, para 7408m (IC = 3.333 -

340

11.112m) em 2002-04 (P<0,001). A mudança corresponde a um aumento de mais de 400% no

341

comprimento das redes em apenas 12 anos. Um aumento no tamanho das redes foi também evidenciado

342

Geralmente os pescadores recebem R$ 20,00 para o conserto de uma peça de rede que consome em média um dia e meio (trabalhando em

média 8 horas diárias).

no litoral sul do Estado do Rio Grande do Sul por KLIPPEL

et al.

(2005a). Outro aspecto interessante

343

relativo à pesca nos últimos anos é o surgimento de novas artes de pesca ou a mudança das espécies

344

alvo. Na localidade de Passo de Torres/Torres a grande maioria das embarcações utiliza redes de

345

emalhe. Entretanto, no período da entressafra, algumas embarcações passaram a operar com arrasto de

346

fundo. Essa arte de pesca utiliza malha pequena (~9 cm), visando principalmente à captura de maria-

347

luiza (

Paralonchurus brasiliensis

) e várias espécies de camarões, sendo realizada em águas costeiras de

348

profundidades que variam de 10 a 40 metros. Em função da grande quantidade de pescado capturado,

349

essa pesca garante um rendimento econômico razoável mesmo que algumas espécies capturadas tenham

350

um baixo valor de mercado. Porém, cabe salientar que esse tipo de pescaria possui um alto percentual de

351

descarte, além de causar um forte impacto físico no fundo do mar, ocasionando um considerável

352

prejuízo ambiental (KLIPPER

et al

. 2005a).

353

Levando em conta a atual situação dos estoques pesqueiros e também das espécies de vertebrados

354

(

e.g.

golfinhos, tartarugas marinhas) indiretamente impactados pela atividade pesqueira no litoral do Rio

355

Grande do Sul é imprescindível que sejam imediatamente colocadas em prática diversas mudanças no

356

modelo atual de gestão dos recursos costeiros e marinhos como já apontado por JABLONSKI (2005):

357

“

Conforme atesta a experiência internacional, a possível sustentabilidade da atividade pesqueira exige

358

uma nova filosofia de gestão, centrada na abordagem ecossistêmica; nas políticas de precaução; na definição de

359

áreas protegidas; e na contenção dos desperdícios. Trata-se de um investimento com retorno mais seguro que

360

a adoção de subsídios e de novas tecnologias de captura”

361

362

Além disso, VOOREN & KLIPPEL (2005) listam diversas formas de proteger os estoques pesqueiros

363

da ameaça de extinção e como exemplo citam as áreas de exclusão de pesca e o banimento de algumas

364

atividades que tem como alvo espécies ameaçadas de extinção.

365

Cabe salientar, entretanto, que de nada servem proposições de gestão e manejo que não levem em

366

conta a situação socioeconômica das pessoas direta e indiretamente envolvidas na atividade pesqueira

367

(

e.g.

pescadores, comerciantes). Somente de maneira integrada e com a participação dos diferentes

368

setores da sociedade é que se pode encontrar uma maneira efetiva de proteger nossos recursos

369

pesqueiros e assim o ecossistema marinho como um todo.

370

371

AGRADECIMENTOS

372

O Grupo de Estudos de Mamíferos Aquáticos do Rio Grande do Sul gostaria de agradecer a

373

todos os pescadores das comunidades pesqueiras do litoral norte do Rio Grande do Sul que colaboraram

374

com esse trabalho de maneira voluntária, fornecendo dados sobre suas atividades de pesca e permitindo

375

o embarque dos pesquisadores. A maior parte dos dados deste estudo foram coletados durante a

376

realização do projeto; Biologia e Conservação de

Pontoporia blainvillei

– financiado pelo Fundo Nacional

377

do Meio Ambiente – FNMA (Projeto 094-2001). Agradecemos, ainda, a YAQU PACHA e a Cetacean

378

Society International – SCI, pelo apoio financeiro. À Márcio Borges Martins, Larissa Rosa de Oliveira,

379

Sue Bridi Nakashima e Cariane Campos Trigo pela ajuda durante as atividades de campo. Ao Jorge

380

Xavier e sua família pelo seu incansável auxílio durante as entrevistas e o acompanhamento da pesca em

381

Imbé/Tramandaí. Ignacio Benites Moreno recebe bolsa de Doutorado do CNPq processo Nº

382

140660/2004-6 (2004-2008). Este trabalho foi parte da tese de Doutorado de Daniel Danilewicz na

383

Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul (PUCRS) e contou com uma bolsa do CNPq

384

140452/2003-6. Esta publicação é a contribuição Número 21 do GEMARS.

385

386

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

387

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