Estudios de seguimiento de la reserva marina de Cabo … · biodiversidad marina, la alteración de...

Estudios de seguimiento de la reserva

marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas 2013

GARCÍA CHARTON, J.A., LORENZI, M.R., CALÒ, A., TREVIÑO OTÓN, J., IRIGOYEN, A., HERNÁNDEZ ANDREU, R., MUÑOZ

GABALDÓN, I., MARCOS, C., PÉREZ RUZAFA, Á.

Departamento de Ecología e Hidrología

Universidad de Murcia

Informe producido en el marco del Convenio de Colaboración entre la Consejería de Agricultura y Agua – Comunidad Autónoma de la

Región de Murcia y la Universidad de Murcia

MURCIA, DICIEMBRE DE 2013

Estudios de seguimiento de la reserva marina de C. Palos – I. Hormigas

2013

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Tabla de contenidos

11 IInnttrroodduucccciióónn .................................................................... -- 55 --

1.1 La reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas - 6 -

1.2 Objetivos ..........................................- 8 -

22 DDiinnáámmiiccaa pplluurriiaannuuaall ddeell ppoobbllaammiieennttoo ddee ppeecceess ddee ffoonnddooss rrooccoossooss eenn llaa rreesseerrvvaa mmaarriinnaa ddee CC.. PPaallooss –– II.. HHoorrmmiiggaass ((11999966--22001133)) .......................................................... -- 99 --

2.1 Introducción .......................................- 9 -

2.2 Objetivos .........................................- 11 -

2.3 Material y métodos ................................- 12 -

2.3.1 Censos visuales de peces.......................- 12 - 2.3.2 Diseño de muestreo.............................- 13 - 2.3.3 Análisis de datos..............................- 14 -

2.4 Resultados ........................................- 15 -

2.4.1 Censos del poblamiento de peces en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas en 2013 .............- 15 - 2.4.2 Dinámica espacio-temporal de los peces en la reserva marina (1996-2013) ....................................- 15 - 2.4.3 Evolución temporal de la abundancia de las poblaciones de meros en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas (2009-2013) ............................- 25 -

2.5 Discusión .........................................- 27 -

33 UUssoo ddeell bbrriioozzoooo MMyyrriiaappoorraa ttrruunnccaattaa ccoommoo iinnddiiccaaddoorr ddeell iimmppaaccttoo ddeell ssuubbmmaarriinniissmmoo rreeccrreeaattiivvoo eenn llaa rreesseerrvvaa mmaarriinnaa ddee CC.. PPaallooss –– II.. HHoorrmmiiggaass ................................ -- 3311 --

3.1 Introducción ......................................- 31 -

3.2 Objetivos .........................................- 33 -


3.3.1 Especie de estudio: Myriapora truncata.........- 34 - 3.3.2 Diseño y técnica de muestreo...................- 36 - 3.3.3 Análisis de datos..............................- 36 -

3.4 Resultados ........................................- 37 -

3.5 Discusión .........................................- 42 -

- 4 -

44 LLaa ppeessccaa aarrtteessaannaall eenn llaa rreesseerrvvaa mmaarriinnaa ddee CC.. PPaallooss –– II.. HHoorrmmiiggaass ...................................................................... -- 5511 --

4.1 Introducción ......................................- 51 -

4.2 Objetivos .........................................- 53 -


4.3.1 Área de estudio................................- 53 - 4.3.2 Recogida y análisis de datos...................- 55 -

4.4 Resultados ........................................- 58 -

4.4.1 Distribución espacial del esfuerzo pesquero en 2013.- 58 - 4.4.2 Evolución temporal del CPUE y €PUE entre 1993 y 2012 - 64 -

4.5 Discusión .........................................- 73 -

55 CCoonncclluussiioonneess .................................................................. -- 7799 --

5.1 Poblamiento de peces de fondos rocosos ............- 79 -

5.2 Impacto del submarinismo recreativo ...............- 80 -

5.3 Pesca artesanal ...................................- 83 -

66 BBiibblliiooggrraaffííaa .................................................................. -- 8877 --


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11 Introducción

Las áreas marinas protegidas (AMPs) han sido propuestas como una

herramienta de gestión para la conservación de los recursos

marinos (García-Charton et al. 2008; Fenberg et al. 2012). Sus

múltiples beneficios para la protección de los ecosistemas y los

procesos ecológicos que los mantienen, a la vez que mejoran las

pesquerías mediante la exportación denso-dependiente de biomasa

de especies de interés comercial a áreas adyacentes (Goñi et al.

2008; Harmelin-Vivien et al. 2008) hacen de las AMPs la medida

más poderosa de gestión espacial del medio ambiente marino.

Un AMP ha de ser adecuadamente monitoreada con el fin de

establecer científicamente si se están produciendo (o no) los

beneficios esperados en términos de conservación (p. ej.

recuperación de poblaciones o ecosistemas) y de objetivos de

gestión (p. ej., mejorar las pesquerías locales). Para ello, se

ha de cumplir la condición previa de que el AMP está bien

vigilada y apropiadamente gestionada, pues de otro modo no es

esperable efecto positivo alguno de la protección (Guidetti et

al. 2008). En años recientes, se ha realizado un enorme esfuerzo

para el establecimiento de nuevas AMPs en el Mediterráneo

(Gabrié et al. 2012). Sin embargo, como en otras regiones del

globo (Mora et al. 2006), muchas AMPs mediterráneas no han

mostrado los efectos esperados. El correcto diseño de redes de

AMPs no puede hacerse sin un adecuado conocimiento de las pautas

y procesos que caracterizan y determinan su éxito (Halpern &

Warner 2003), así como eventuales cambios en los resultados

(biológicos, ecológicos, socioeconómicos) de la protección. Por

ello, resulta esencial contar con datos a largo plazo de los

efectos ecológicos de aquéllas AMPs, como la de Cabo de Palos –

Islas Hormigas, que muestran unos signos inequívocos de éxito de

las medidas de gestión, con el fin de que dichos resultados sean

aplicables a la gestión adaptativa del espacio, así como a otros

casos en el ámbito mediterráneo y mundial.

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1.1 La reserva marina de Cabo de Palos – Islas

Hormigas

La reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas se creó en

1995, merced a la figura legal de Reserva Marina de Interés

Pesquero, por la entonces Consejería de Agricultura, Ganadería y

Pesca (Decreto 15/1995, de 31 de marzo, por el que se declara

reserva marina de interés pesquero la zona de Cabo de Palos –

Islas Hormigas), junto con el Ministerio de Agricultura, Pesca y

Alimentación (Orden de 22 de junio de 1995, por la que se

establece una reserva marina en el entorno de Cabo de Palos -

Islas Hormigas), con el objeto de proteger a las comunidades

marinas y a las poblaciones de organismos de interés pesquero

que en ellas se desarrollan. La reserva marina de Cabo de Palos

– Islas Hormigas ocupa un área de 1.898 ha, y consta de una zona

de Reserva Integral, alrededor del archipiélago de las Hormigas,

de 270 ha de superficie, en la cual se prohíbe cualquier tipo de

actividad extractiva o recreativa, estando el resto del área

(punta del cabo de Palos, y bajos de La Testa, Piles, Dentro y

Fuera) sometida a uso controlado (pesca artesanal, pesca

deportiva desde tierra, submarinismo deportivo y actividades

científicas) (Fig. 1.1). La pesca recreativa está explícitamente

prohibida en la reserva marina.

Figura 1.1 Área de estudio, con indicación de los límites de la reserva marina de Cabo de Palos –Islas Hormigas, y de las principales biocenosis bentónicas presentes.


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Esta área marina se encuentra igualmente incluida en sendas

figuras de protección ambiental, al formar parte de un Lugar de

Interés Comunitario (LIC de la red Natura 2000, por la Directiva

“Hábitats” de la UE) y de una Zona de Especial Interés para el

Mediterráneo (ZEPIM, al amparo del Convenio de Barcelona), y

formar parte de una Zona de Especial Protección para las aves

(ZEPA, bajo la Directiva “Aves” de la UE).

El grupo de investigación “Ecología y ordenación de

ecosistemas marinos costeros” de la Universidad de Murcia ha

estado llevando a cabo el seguimiento científico de la reserva

marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas desde su creación

(1995), merced a un convenio de colaboración entre la

Universidad de Murcia y la Consejería de Agricultura y Agua de

la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

Figura 1.2 El mero (Epinephelus marginatus) es quizás la especie piscícola más emblemática en la reserva marina de Cabo de Palos –Islas Hormigas.

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1.2 Objetivos

El objeto del presente informe es dar cuenta de los trabajos

realizados entre noviembre de 2012 y diciembre de 2013 para el

seguimiento de los efectos de la reserva marina de Cabo de Palos

– Islas Hormigas, especificándose los antecedentes, objetivos,

métodos llevados a cabo, y los principales resultados. Durante

este período se han llevado a cabo las siguientes tareas:

Estudio del poblamiento de peces de fondos rocosos en la

reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas:

- Efectos de la protección pesquera a largo plazo (1995-

2013) sobre la comunidad de peces arrecifales

- Dinámica temporal de las poblaciones de meros

(Serranidae: Epinephilinae)

Estudio de la pesca artesanal en y alrededor de la reserva

marina:

- Caracterización de la flota pesquera artesanal

- Distribución espacial del esfuerzo pesquero

- Evolución temporal de las capturas y rendimientos

económicos de la pesca

Seguimiento de los efectos del submarinismo recreativo sobre

los fondos de la reserva marina: respuesta de la especie

indicadora Myriapora truncata.


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22 DDiinnáámmiiccaa pplluurriiaannuuaall ddeell ppoobbllaammiieennttoo ddee

ppeecceess ddee ffoonnddooss rrooccoossooss eenn llaa rreesseerrvvaa

mmaarriinnaa ddee CC.. PPaallooss –– II.. HHoorrmmiiggaass ((11999966--

22001133))

2.1 Introducción

Las áreas marinas protegidas (AMPs) con zonas de reserva

integral son herramientas que han demostrado su eficacia para

recuperar y mantener la biodiversidad (Claudet et al. 2008,

2010; García-Charton et al. 2008a; Lester et al. 2009; Fenberg

et al. 2012). Constituyen una solución a la pérdida de

biodiversidad marina, la alteración de las estructuras tróficas

y la sobrepesca (Russ & Alcala 2004), ya que se ha visto que

aumentan la biomasa y diversidad de grandes peces piscívoros y

peces que se alimentan de invertebrados, sobre todo serránidos,

espáridos y lábridos (Prato et al. 2013).

Resulta imprescindible, sin embargo, mantener una

protección continua y duradera para alcanzar la capacidad de

carga del sistema, sobre todo en especies longevas y de lento

crecimiento como los meros (Guidetti et al. 2008; García-Rubies

et al. 2013). En general el tiempo de recuperación de las

poblaciones de peces es muy elevado, especialmente cuando sigue

habiendo una presión pesquera en el borde de la reserva

(McClanahan et al. 2007). En algunos casos se ha observado que

la biomasa de peces depredadores todavía aumenta

exponencialmente después de 14 y 18 años (Russ & Alcala 2004).

Una monitorización bien diseñada y a largo plazo en zonas

con buena protección frente a áreas control son la mejor forma

de documentar el tiempo que necesitan las especies para alcanzar

su capacidad de carga en AMPs (García-Rubies et al. 2013).

Predecir el tiempo necesario para la recuperación de especies

permite determinar el momento en el que se producirá una

exportación de biomasa o ‘spillover’, ya sea porque las especies

alcanzan su capacidad de carga o porque al ser individuos

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mayores aumentan su espacio vital (Coll et al. 2012). Además

supone una recuperación funcional del ecosistema, con una

inversión de la pirámide trófica y una mayor importancia del

compartimento de los depredadores (García-Rubies et al. 2013).

En el Mediterráneo, los meros (Epinephilinae) son

depredadores apicales con un efecto crucial sobre las redes

tróficas marinas, e indicadores del estado de conservación de

los ecosistemas (Russ & Alcala 2004; Hackradt 2012; García-

Rubies et al. 2013), y por ello su interés ecológico y comercial

es indudable (Cornish & Harmelin-Vivien 2004). Los meros han

sido declarados especies amenazadas por la IUCN (Cornish &

Harmelin-Vivien 2004; Sadovy de Mitcheson et al. 2012) debido a

un descenso de sus poblaciones por muchos años de

sobreexplotación, su elevada fidelidad a zonas concretas del

territorio y su comportamiento y características reproductivas

(Shunter et al. 2011). Además del interés ecológico, los meros

son especies emblemáticas marinas que tienen un impacto en el

turismo y la economía de determinadas regiones (Shunter et al.

2011).

Evidencias recientes basadas en datos obtenidos entre 2009

y 2011 (García-Charton et al. 2013) apuntaban a que pudo

producirse una disminución importante (próxima al 70%) de la

abundancia de meros en la reserva marina de Cabo de Palos –

Islas Hormigas. En el citado informe, se concluyó que dicha

disminución fue más drástica durante el último año estudiado

(2011), sobre todo en la reserva integral. De confirmarse, la

explicación más plausible para dicha disminución sería el

aumento de la presión por pescadores furtivos. Se imponía pues

la necesidad de comprobar si dicha tendencia a la disminución de

efectivos se mantenía en el tiempo, o por el contrario se había

conseguido atajar con el cambio de estrategia en la vigilancia

acaecido a partir del otoño de 2011 (es decir, después de

obtenidos los datos conducentes a las conclusiones anteriores).


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2.2 Objetivos

Continuar el seguimiento a largo plazo de los efectos de la

protección marina sobre el poblamiento de peces de fondos

rocosos en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas

Hormigas.

Evaluar la abundancia y estimar la densidad de meros (Fig.

2.1) en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas,

en comparación con años anteriores, en los que se detectó una

disminución notable de sus efectivos.

Figura 2.1 Las tres especies de meros objeto del presente informe.

- 12 -

2.3 Material y métodos

2.3.1 Censos visuales de peces

El poblamiento de peces fue estimado entre agosto y octubre de

2013, mediante la realización de censos visuales con escafandra

autónoma a lo largo de transectos de 50 metros de largo por 5 m

de ancho. A partir de un punto dado -seleccionado en el momento

de fondear la embarcación en una zona rocosa cualquiera de la

zona correspondiente- el observador descendía hasta la cota de ~

-15 m, y, tras depositar sobre el fondo el extremo de una cinta

métrica atada a un plomo, avanzaba lentamente siguiendo la

isobata y censando peces a la vez que iba desenrollando la cinta

métrica.

El protocolo de censo ha consistido en que el observador,

provisto de equipo de buceo autónomo (equipo ligero de buceo,

botella de aire comprimido, regulador monotráquea, octopus,

consola con manómetro, chaleco estabilizador y ordenador de

inmersión) recorría cada transecto lentamente (2-8 m min-1) y

con natación constante, manteniéndose cerca del fondo, y

anotando en una hoja de poliéster sujeta a una tablilla

submarina de PVC las observaciones realizadas. Un primer vistazo

hacia delante y en la columna de agua (considerando 4 m por

encima del observador) permitía avistar aquéllas especies

mejores nadadoras y/o huidizas. A continuación eran

cuidadosamente inspeccionadas las grietas y oquedades de la

roca, así como el estrato foliar de las manchas de Posidonia

oceanica, a la búsqueda de individuos allí refugiados. Se ha

contado el número de individuos observados adscribiendo cada

observación a una de las siguientes clases de abundancia, cuyos

límites (a, b) de clase coinciden con los términos de una serie

geométrica de base aproximadamente 2 (1, 2-5, 6-10, 11-30, 31-

50, 51-100, 101-200, 201-500, >500). De este modo, se anotaba en

una cada una de las observaciones de individuos (aislados o en

grupo) en el interior de cada unidad muestral, asignándola a una

u otra de las 9 clases de abundancia preestablecidas. Para los

cálculos y análisis de datos se utilizaron como marcas de clase

los números enteros más próximos a las respectivas medias

geométricas (√ab) de estas clases de abundancia (1 / 3 / 8 / 18

/ 39 / 71 / 142 / 317 / 500), por coherencia con la métrica

geométrica utilizada. El protocolo de trabajo incluía la estima


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de las tallas individuales, por comparación de los individuos

observados con una regleta graduada portada por el observador.

La talla de los individuos se estimó, tras un periodo de

entrenamiento, aproximándola a clases de 2 cm. Para evitar la

variabilidad debida al comportamiento nictímero del poblamiento

y a las condiciones de iluminación, los censos se llevaron a

cabo entre las 10 y las 15 h y siempre cuando las condiciones

del mar fueran favorables. Las especies de pequeño tamaño que se

caracterizan por su cripsis (Gobiidae, Callyonimidae, Bleniidae,

Gobioesocidae y Tripterygidae), se ignoraron debido a que

requieren diferentes tamaños de la unidad muestral para su

muestreo.

Tras la realización del censo, el observador recorría el

transecto en sentido inverso al de los censos a lo largo de la

cinta métrica, tomando nota de las variables descriptoras de la

complejidad del sustrato y midiendo la heterogeneidad del

hábitat, mientras el buceador acompañante recogía la cinta

métrica. Todo el procedimiento, incluido el censo de peces,

suponía unos 50-60 minutos de inmersión con escafandra autónoma

por zona. Como descriptores de la complejidad del hábitat se han

considerado la verticalidad y el número de bloques rocosos

clasificados por tamaños (piedras, bloques y grandes bloques),

mientras que se ha estimado la heterogeneidad del hábitat como

porcentaje de cobertura por arena, roca y Posidonia, midiéndose

además las profundidades media, mínima y máxima en el interior

del transecto.

2.3.2 Diseño de muestreo

El muestreo trazado siguió, como continuación del seguimiento

realizado desde 1996, un diseño jerarquizado en el espacio. Este

planteamiento permite detectar la variación existente a cada

escala espacial, identificando aquellas escalas espaciales que

más influyen en la distribución de las especies. Consideramos la

variación entre AÑOS, y tres SECTORES en la reserva marina,

separados miles de metros entre sí (SECTOR 1: costa y bajo de la

Testa; SECTOR 2: bajos de Piles y de Dentro; SECTOR 3: reserva

integral y bajo de Fuera). En cada uno de estos tres sectores se

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establecieron, de forma aleatoria, tres ZONAS, dentro de las

cuales se realizaron tres réplicas (transectos).

El protocolo ha permitido contar con los siguientes datos

para cada unidad muestral: composición específica, número de

especies (riqueza), y abundancia (total y por especies),

distribución de tallas por especies y tamaño de los cardúmenes.

En junio y julio de 2013 se llevó a cabo un censo de meros

(Serranidae: Epinephelinae) independiente del seguimiento del

poblamiento en su conjunto, con el fin de comparar dichos datos

con los tomados en años anteriores (2009-2011) en el marco de la

tesis doctoral de Carlos W. Hackradt, en los que se observó una

preocupante caída de las abundancias de estas especies.

2.3.3 Análisis de datos

Las diferencias observadas de esas variables biológicas entre

AÑOS, teniendo en cuenta la estructura espacial jerarquizada

(SECTORES, ZONAS y TRANSECTOS) fueron testadas mediante un

análisis de la varianza. Los análisis univariantes se llevaron a

cabo con cada una de las categorías, tanto espaciales como

tróficas, así como con las especies más representativas,

utilizándose para ello el programa GAD del paquete R (Sandrini-

Neto & Camargo 2011). Los datos de abundancia fueron

transformados [log (x + 1)] por coherencia con la escala

logarítmica de adquisición de datos (clases de abundancia), para

homogeneizar las varianzas, y también con el fin de reducir el

peso de las especies más abundantes y aumentar el de las

especies más raras.


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2.4 Resultados

2.4.1 Censos del poblamiento de peces en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas en 2013

En los censos realizados durante el verano de 2013 en la reserva

marina han sido observadas 35 especies de peces, pertenecientes

a 11 familias (Tabla 2.1); entre éstas últimas destacan los

espáridos (12 especies), lábridos (9 especies) y serránidos (6

especies). Durante los censos de 2013 se han observado, por

término medio, 13 especies y 285 individuos por transecto de

50×5 m2, cifra ésta última que baja a 105 individuos si se

eliminan del cómputo las especies formadoras de bancos

(abundancia reducida, al restar las especies plantonófagas como

las bogas – Boops boops, más las castañuelas – Chromis chromis y

los trescolas – Anthias anthias) (Tabla 2.1).

2.4.2 Dinámica espacio-temporal de los peces en la

reserva marina (1996-2013)

Con los datos anteriores, el cómputo total de especies ícticas

observadas mediante censos visuales con escafandra autónoma en

la reserva marina es de 56 especies (21 familias) (Tabla 2.1).

En la Tabla 2.2 se muestran los resultados de los análisis de la

varianza mixtos aplicados a los parámetros del poblamiento de

peces (abundancia total – reducida y riqueza) y a los datos de

abundancia de las especies más frecuentes, en los que se explora

el efecto de la variación anual y las diferencias espaciales

(entre sectores, y entre zonas dentro de cada sector). La

abundancia total, así como la abundancia de 15 especies

(Epinephelus marginatus, Mycteroperca rubra, Serranus cabrilla,

Dentex dentex, Diplodus puntazzo, Diplodus vulgaris, Oblada

melanura, Sarpa salpa, Spondyliosoma cantharus, Labrus merula,

Symphodus mediterraneus, Symphodus rostratus, Symphodus tinca,

Thalassoma pavo y Sphyraena viridensis) muestran un efecto

significativo de la interacción entre AÑO y SECTOR, lo cual

significa que las diferencias interanuales no han sido de la

misma naturaleza entre los distintos sectores estudiados (Tabla

2.2). En general, las diferencias interanuales han consistido en

que las abundancias medias máximas han correspondido a uno otro

sector, dependiendo del año, aunque en muchos casos la

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abundancia es mayor en los bajos y/o la reserva integral que en

el sector costero (Fig. 2.2). En muchos de esos casos la

tendencia interanual general es a un aumento de las abundancias

medias, mientras que en otras especies no hay una tendencia

clara (p. ej., Serranus cabrilla o Diplodus vulgaris).

Otras 4 especies (Mullus surmuletus, Diplodus annularis,

Pagrus pagrus y Symphodus doderleini) presentan una variabilidad

significativa entre sectores, con independencia del año

prospectado, y sin mostrar diferencias significativas entre años

(Tabla 2.2, Fig. 2.3). En todos los casos, la abundancia sigue

una progresión negativa desde la costa a la reserva integral,

como consecuencia, con toda probabilidad, de las diferencias de

hábitat entre los alrededores del cabo de Palos y los bajos e

islas más alejadas del continente.

Otro grupo de especies presentan simultáneamente efectos

significativos del año y del sector, aunque ambos efectos son

independientes entre sí; tal es el caso de Epinephelus costae,

Serranus scriba, Apogon imberbis, Sciaena umbra, Diplodus

cervinus, D. sargus, Chromis chromis, Coris julis, Labrus

viridis, Symphodus ocellatus y Scorpaena scrofa (Tabla 2.2). En

el caso de las especies con interés comercial (Fig. 2.4), en

general han presentado un aumento temporal claro, además de que

se distribuyen entre los bajos o las islas y no tanto en el

sector costero. Finalmente, únicamente una especie (Symphodus

melanocercus) ha mostrado una variabilidad interanual

significativa (Tabla 2.2).

Tabla 2.1 Valores medios de abundancia de las especies observadas y de los parámetros descriptores del poblamiento de peces (± error típico) en cada año de seguimiento de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas. Familia Especie 1996 1998 2001 2002 2003 2004 2005

Myliobatidae Myliobatis aquila 0,2 ± 0.2 0.04 ± 0.04 0.4 ± 0.2 0.4 ± 0.2

Engraulidae Engraulis encrasicolus 11,7 ± 11,7 37.0 ± 25.7

Muraenidae Muraena helena 0,8 ± 0,3 0,3 ± 0,1 0,4 ± 0.1 0.5 ± 0.2 2.1 ± 0.5 0.5 ± 0.2 0.1 ± 0.1

Belonidae Belone belone 0,1 ± 0,1

Phycidae Phycis phycis 0,0 ± 0,0 0,1 ± 0.1

Serranidae Anthias anthias 65,1 ± 19,5 39,2 ± 15,1 22,1 ± 7.0 11.3 ± 3.8 44.7 ± 15.6 20.2 ± 7.9 25.3 ± 9.0

Epinephelus costae 0,1 ± 0,1 0,7 ± 0,3 0,4 ± 0.2 1.0 ± 0.6 0.9 ± 0.3 0.7 ± 0.2 1.6 ± 0.8

Epinephelus marginatus 0,2 ± 0,1 0,9 ± 0,2 3,4 ± 0.7 4.0 ± 1.0 3.9 ± 0.8 2.6 ± 0.8 5.6 ± 0.9

Epinephelus caninus 0.1 ± 0.1

Mycteroperca rubra 0,1 ± 0.1 0.3 ± 0.1 0.6 ± 0.3 1.9 ± 0.8

Serranus atricauda 0,04 ± 0,04 0,1 ± 0,1 0,04 ± 0.04 0.04 ± 0.04

Serranus cabrilla 2,3 ± 0,3 1,3 ± 0,3 1,9 ± 0.4 1.4 ± 0.3 1.6 ± 0.4 0.2 ± 0.1 0.5 ± 0.2

Serranus scriba 1,2 ± 0,2 1,4 ± 0,2 2,1 ± 0.4 2.5 ± 0.5 2.2 ± 0.3 1.4 ± 0.3 1.4 ± 0.3

Apogonidae Apogon imberbis 8,2 ± 2,3 3,4 ± 0,9 15,1 ± 4.3 7.9 ± 1.4 4.9 ± 1.3 2.9 ± 0.9 1.6 ± 0.7

Carangidae Seriola dumerili 1,4 ± 1,4 7.1 ± 5.4 0.2 ± 0.1

Trachurus mediterraneus 0,3 ± 0,3 0,8 ± 0,7

Pseudocaranx dentex 0.2 ± 0.1

Scombridae Sarda sarda

Coryphaenidae Coryphaena hippurus 0,04 ± 0,04

Haemulidae Pomadasys incisus 0,04 ± 0,04

Parapristipoma octolineatum

Sciaenidae Sciaena umbra 0,9 ± 0,7 1,8 ± 0,9 5,2 ± 1.7 4.2 ± 1.7 5.5 ± 1.7 8.4 ± 3.3 12.8 ± 4.5

Mullidae Mullus surmuletus 0,5 ± 0,2 0,6 ± 0,2 0,6 ± 0.2 0.6 ± 0.2 0.2 ± 0.1 0.2 ± 0.1 0.3 ± 0.1

Sparidae Boops boops 13,1 ± 13,1 38,5 ± 37,0 190.6 ± 82.4 101.9 ± 46.7

Dentex dentex 2,9 ± 1,7 0,4 ± 0,2 5,8 ± 4.4 2.0 ± 0.7 1.7 ± 0.6 5.3 ± 2.6 2.3 ± 0.5

Diplodus annularis 1,4 ± 0,5 0,4 ± 0,2 0,8 ± 0.2 1.1 ± 0.4 0.7 ± 0.2 0.5 ± 0.2 0.9 ± 0.3

Diplodus cervinus 0,3 ± 0,1 0,2 ± 0,2 0,3 ± 0.1 0.5 ± 0.2 2.0 ± 0.5 0.8 ± 0.2 1.3 ± 0.3

Diplodus puntazzo 3,5 ± 0,8 4,3 ± 1,3 5,4 ± 1.9 4.5 ± 0.8 2.7 ± 0.7 2.6 ± 0.7 2.5 ± 0.8

Diplodus sargus 9,5 ± 3,6 11,6 ± 3,3 12,3 ± 3.7 12.4 ± 1.7 8.2 ± 1.3 7.6 ± 1.7 5.0 ± 1.0

- 18 -

Familia Especie 1996 1998 2001 2002 2003 2004 2005

Diplodus vulgaris 25,0 ± 4,7 32,0 ± 7,0 32,0 ± 9.5 15.1 ± 3.3 12.2 ± 3.0 18.4 ± 4.6 38.4 ± 13.8

Oblada melanura 33,3 ± 13,5 10,5 ± 3,5 5,7 ± 2.7 4.7 ± 2.0 0.9 ± 0.8 11.4 ± 7.5 4.1 ± 2.2

Pagrus pagrus 0,0 ± 0,0 0,1 ± 0,1 0.04 ± 0.04

Pagrus auriga 0.1 ± 0.1

Sarpa salpa 37,7 ± 11,1 46,0 ± 7,9 37,6 ± 7.8 43.4 ± 10.5 11.3 ± 3.8 14.9 ± 5.5 8.3 ± 3.4

Sparus aurata 0,04 ± 0,04 0,1 ± 0,1 0,3 ± 0.2 0.1 ± 0.1 0.3 ± 0.1 0.4 ± 0.1 0.7 ± 0.4

Spondyliosoma cantharus 0,1 ± 0,1 17.9 ± 7.7 3.1 ± 1.7

Centracanthidae Spicara smaris 37,0 ± 37,0 18.4 ± 17.0

Pomacentridae Chromis chromis 527,7 ± 89,2 635,4 ± 84,2 748,0 ± 108.6 571.8 ± 73.4 470.4 ± 105.2 443.7 ± 62.2 441.1 ± 70.3

Labridae Coris julis 32,7 ± 7,7 13,0 ± 1,9 46,1 ± 10.3 9.9 ± 2.2 57.0 ± 13.3 152.4 ± 45.0 88.6 ± 31.1

Labrus merula 0,04 ± 0,04 0,1 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1

Labrus viridis 0.04 ± 0.04 0.1 ± 0.1

Symphodus dordeleini 0,04 ± 0,04 0,5 ± 0,2 0,2 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.04 ± 0.04 0.1 ± 0.1

Symphodus mediterraneus 0,5 ± 0,2 1,9 ± 0,4 1,2 ± 0.3 1.2 ± 0.2 2.0 ± 0.4 0.9 ± 0.2 1.4 ± 0.3

Symphodus melanocercus 0,04 ± 0,04 0,7 ± 0.3 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.7 ± 0.4

Symphodus ocellatus 2,6 ± 0,9 2,0 ± 0,6 13,7 ± 7.5 2.4 ± 0.7 4.8 ± 1.1 6.0 ± 2.4 4.0 ± 1.0

Symphodus roissali 0,4 ± 0,1 0,6 ± 0,2 1,1 ± 0.3 0.4 ± 0.1 0.5 ± 0.2 0.6 ± 0.2 0.2 ± 0.1

Symphodus rostratus 0,1 ± 0,1 0,1 ± 0,1 0,4 ± 0.1 0.3 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.2 ± 0.1 0.3 ± 0.1

Symphodus tinca 2,6 ± 0,5 4,1 ± 0,7 10,0 ± 1.6 3.3 ± 0.7 2.1 ± 0.6 4.4 ± 0.9 3.6 ± 1.0

Thalassoma pavo 99,1 ± 25,9 31,6 ± 6,2 28,9 ± 5.9 58.2 ± 17.2 47.9 ± 9.8 32.4 ± 9.0 16.5 ± 4.3

Sphyraenidae Sphyraena viridensis 40,3 ± 21,8 26,4 ± 14,5 0,3 ± 0.3 15.9 ± 8.6 21.0 ± 6.6 14.8 ± 7.3 21.3 ± 12.7

Mugilidae Mugilidae spp. 0,9 ± 0,7 0,5 ± 0,3 0,4 ± 0.4 0.1 ± 0.1

Scorpaenidae Scorpaena maderensis 0.1 ± 0.04

Scorpaena scrofa 0.3 ± 0.1 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1

Scorpaena porcus 0,7 ± 0,7 0.04 ± 0.04

Scorpaena notata 0,04 ± 0,04 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.1

Atherinidae Atherina hepsetus 37,0 ± 25,7

Abundancia 951,4 ± 109,3 960,9 ± 139,4 1002,9 ± 119.9 1034.4 ± 135.8 713.1 ± 129.8 773.7 ± 102.7 798.5 ± 91.0

Abundancia reducida 233,6 ± 36,8 159,4 ± 15,0 226,2 ± 20.7 177.4 ± 21.3 175.8 ± 18.5 283.3 ± 52.3 204.3 ± 33.0

Riqueza media 14,2 ± 0,4 15,2 ± 0,6 16,8 ± 0.5 16.4 ± 0.5 16.8 ± 0.6 14.6 ± 0.5 15.4 ± 0.7

Riqueza total 40 39 35 36 39 35 38


2013

- 19 -

Tabla 2.1 Cont. Familia Especie 2006 2007 2008 2009 2010 2013

Myliobatidae Myliobatis aquila 0,2 ± 0,1 0,04 ± 0,04 0.04 ± 0.04 0.1 ± 0.11 0.2 ± 0.12 0.5 ± 0.20

Engraulidae Engraulis encrasicolus 18.5 ± 18.5 18.5 ± 18.5

Muraenidae Muraena helena 0,4 ± 0,1 0,4 ± 0,1 0.4 ± 0.2 0.5 ± 0.2 0.4 ± 0.2 0.5 ± 0.16

Belonidae Belone belone

Phycidae Phycis phycis 0,04 ± 0,04

Serranidae Anthias anthias 1,7 ± 0,8 6,8 ± 2,9 14.3 ± 7.8 8.7 ± 3.3 19.5 ± 11.8 7.8 ± 2.51

Epinephelus costae 1,8 ± 0,8 0,9 ± 0,2 1.7 ± 0.5 2.4 ± 1.2 0.3 ± 0.2 0.9 ± 0.34

Epinephelus marginatus 8,2 ± 1,4 4,7 ± 0,8 6.7 ± 1.3 11.3 ± 1.8 7.7 ± 1.8 8.9 ± 1.80

Epinephelus caninus

Mycteroperca rubra 1,8 ± 0,5 0,6 ± 0,3 2.0 ± 0.6 3.1 ± 1.2 0.9 ± 0.4 1.7 ± 0.53

Serranus atricauda

Serranus cabrilla 1,0 ± 0,2 0,9 ± 0,2 1.4 ± 0.3 1.5 ± 0.3 1.1 ± 0.4 0.6 ± 0.19

Serranus scriba 1,9 ± 0,3 3,1 ± 0,4 7.3 ± 4.7 2.7 ± 0.4 2.5 ± 0.7 0.9 ± 0.23

Apogonidae Apogon imberbis 1,0 ± 0,5 1,6 ± 0,5 6.2 ± 1.7 6.3 ± 1.7 4.2 ± 1.4 0.9 ± 0.54

Carangidae Seriola dumerili 0.1 ± 0.1 0.04 ± 0.0

Trachurus mediterraneus

Pseudocaranx dentex 0,8 ± 0,5 0.04 ± 0.04 0.3 ± 0.26

Scombridae Sarda sarda 0.8 ± 0.8 4.8 ± 3.0

Coryphaenidae Coryphaena hippurus

Haemulidae Pomadasys incisus

Parapristipoma octolineatum 0,04 ± 0,04

Sciaenidae Sciaena umbra 5,9 ± 3,2 7,6 ± 3,0 8.5 ± 4.0 6.4 ± 2.6 10.9 ± 5.8 4.1 ± 2.03

Mullidae Mullus surmuletus 0,4 ± 0,2 0,5 ± 0,2 0.7 ± 0.3 0.7 ± 0.23 0.4 ± 0.25 0.1 ± 0.05

Sparidae Boops boops 443,8 ± 78,0 139,0 ± 44,0 101.8 ± 43.3 18.6 ± 18.5 96.8 ± 57.2 20.0 ± 18.52

Dentex dentex 7,4 ± 2,8 5,3 ± 1,7 11.1 ± 3.6 7.8 ± 2.8 7.8 ± 6.1 7.7 ± 2.76

Diplodus annularis 0,9 ± 0,7 0,7 ± 0,3 0.2 ± 0.1 0.4 ± 0.2 0.2 ± 0.1 0.4 ± 0.14

Diplodus cervinus 1,7 ± 0,3 1,0 ± 0,2 1.2 ± 0.5 1.5 ± 0.3 0.4 ± 0.2 1.2 ± 0.29

Diplodus puntazzo 3,6 ± 0,6 2,9 ± 0,5 4.6 ± 1.1 2.0 ± 0.6 1.3 ± 0.6 2.0 ± 0.67

Diplodus sargus 10,3 ± 2,1 7,0 ± 1,2 13.0 ± 5.1 4.4 ± 1.1 3.7 ± 1.2 4.6 ± 1.85

- 20 -

Familia Especie 2006 2007 2008 2009 2010 2013

Diplodus vulgaris 24,7 ± 9,0 24,3 ± 8,3 21.5 ± 8.1 16.7 ± 5.4 14.4 ± 5.4 11.5 ± 2.73

Oblada melanura 2,1 ± 0,8 11,8 ± 5,8 11.6 ± 9.1 3.2 ± 2.5 16.2 ± 10.8 1.8 ± 0.98

Pagrus pagrus 0,04 ± 0,04 0.04 ± 0.04 0.1 ± 0.05

Pagrus auriga

Sarpa salpa 5,9 ± 2,6 2,2 ± 1,0 9.1 ± 5.6 8.7 ± 3.2 6.0 ± 3.84

Sparus aurata 0,1 ± 0,1 0,1 ± 0,1 0.8 ± 0.4 0.3 ± 0.18 0.1 ± 0.08 0.3 ± 0.11

Spondyliosoma cantharus 3,6 ± 3,3 3,5 ± 1,9 0.5 ± 0.3 0.5 ± 0.3 12.8 ± 6.0 10.2 ± 4.60

Centracanthidae Spicara smaris 0,9 ± 0,4 0.04 ± 0.04 17.6 ± 17.6

Pomacentridae Chromis chromis 323,0 ± 61,6 290,8 ± 55,3 508.7 ± 95.5 227.4 ± 39.8 331.7 ± 75.5 140.2 ± 28.21

Labridae Coris julis 19,5 ± 4,8 28,2 ± 9,6 34.4 ± 10.8 16.5 ± 3.4 39.3 ± 10.9 35.6 ± 8.37

Labrus merula 0,4 ± 0,3 0,1 ± 0,1 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.05

Labrus viridis 0,04 ± 0,04 0,1 ± 0,1 0.1 ± 0.1

Symphodus dordeleini 0,2 ± 0,1 0,04 ± 0,04 0.3 ± 0.1 0.1 ± 0.07 0.2 ± 0.09 0.1 ± 0.05

Symphodus mediterraneus 1,4 ± 0,2 1,9 ± 0,4 1.3 ± 0.3 0.8 ± 0.2 1.5 ± 0.5 0.6 ± 0.14

Symphodus melanocercus 0,1 ± 0,1 0,1 ± 0,1 0.1 ± 0.1 0.2 ± 0.09

Symphodus ocellatus 6,2 ± 2,3 10,6 ± 5,2 10.3 ± 5.0 1.2 ± 0.5 2.3 ± 0.7 0.7 ± 0.18

Symphodus roissali 0,2 ± 0,1 0,3 ± 0,1 0.3 ± 0.2 0.4 ± 0.15 0.4 ± 0.17 0.2 ± 0.09

Symphodus rostratus 0,2 ± 0,1 1,0 ± 0,6 0.4 ± 0.1 0.3 ± 0.13 0.3 ± 0.23 0.04 ± 0.04

Symphodus tinca 3,0 ± 0,7 2,5 ± 0,6 1.4 ± 0.4 1.5 ± 0.5 2.4 ± 0.8 1.6 ± 0.56

Thalassoma pavo 12,4 ± 4,1 4,8 ± 1,3 7.8 ± 2.7 12.1 ± 3.6 5.2 ± 2.0 3.4 ± 1.27

Sphyraenidae Sphyraena viridensis 30,2 ± 15,0 9,8 ± 5,0 14.0 ± 4.3 2.7 ± 1.6 16.7 ± 7.4 9.1 ± 4.77

Mugilidae Mugilidae spp. 0.3 ± 0.30

Scorpaenidae Scorpaena maderensis

Scorpaena scrofa 0,04 ± 0,04 0,04 ± 0,04 0.1 ± 0.1 0.1 ± 0.07 0.1 ± 0.08

Scorpaena porcus

Scorpaena notata

Atherinidae Atherina hepsetus

Abundancia 926,3 ± 99,8 576,4 ± 75,6 822.4 ± 129.5 389.8 ± 40.5 564.6 ± 80.7 284.5 ± 44.7

Abundancia reducida 124,4 ± 15,0 124,9 ± 14,6 153.4 ± 17.6 110.4 ± 9.2 126.5 ± 14.3 105.3 ± 12.8

Riqueza media 16,4 ± 0,4 16,7 ± 0,5 16.2 ± 0.5 14.4 ± 0.6 14.3 ± 0.5 12.7 ± 0.7

Riqueza total 37 40 41 37 35 35

Tabla 2.2 Síntesis de los resultados de los análisis de la varianza, con indicación de la significación estadística del efecto de los factores AÑO, SECTOR y ZONA en la abundancia y riqueza de especies, y la abundancia de las especies más frecuentes en los censos de peces en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas, y del test C de Cochran de homocedasticidad [***: p < 0,001; **: p < 0,01; *: p < 0,05; (*): p < 0,1].

Variable / Especie C AÑO SECTOR AÑO x SECTOR ZONA

Abundancia reducida *** *** *

Riqueza media *** *** ***

Epinephelus costae * ** *** *

Epinephelus marginatus *** *** *** ***

Mycteroperca rubra ** *** *** **

Serranus cabrilla *** *** * ***

Serranus scriba *** *** *** (*) *** Apogon imberbis *** *** (*)

Sciaena umbra ** ***

Mullus surmuletus * *** * Dentex dentex * *** *** * *

Diplodus annularis *** *** ***

Diplodus cervinus ** *** *** ***

Diplodus puntazzo * (*) *** ** ***

Diplodus sargus * * ** *** Diplodus vulgaris ** *** **

Oblada melanura ** *** *** *

Pagrus pagrus *** * Sarpa salpa *** *** **

Sparus aurata *** (*) *

Spondyliosoma cantharus *** *** *** *** (*)

Chromis chromis ** *** *** **

Coris julis * *** *** *** Labrus merula *** *** *

Labrus viridis *** ** **

Symphodus dordeleini *** * * Symphodus mediterraneus *** ** **

Symphodus melanocercus *** * **

Symphodus ocellatus * *** *** (*) *

Symphodus roissali * (*) *** ***

Symphodus rostratus *** * *** *** Symphodus tinca *** *** ** **

Thalassoma pavo *** ** *** **

Sphyraena viridensis (*) *** * * Scorpaena scrofa *** * *** (*)

- 22 -

Figura 2.2 Valores medios de abundancia por transecto a lo largo del tiempo en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas, para las tres especies en los que la variación interanual y entre sectores no es independiente entre sí, distinguiéndose entre los tres sectores en los que se ha dividido [ : costa; : bajos; : islas Hormigas y bajo de Fuera].

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año

Epinephelus marginatus

0

1

2

3

4

5

6

7

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Mycteroperca rubra

96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 130

5

10

15

20

25

30

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año

Dentex dentex

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año


0

1

2

3

4

5

6

7

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Mycteroperca rubra

96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 130

5

10

15

20

25

30

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año

Dentex dentex

96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 130

5

10

15

20

25

30

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año

Dentex dentex


2013

- 23 -

Figura 2.3 Variación de los valores medios de abundancia por transecto de raspallones (D. annularis) y salmonetes (M. surmuletus) entre sectores la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas.

Es importante notar que las principales especies pesqueras

han visto aumentar sus efectivos en la reserva marina,

considerando todas los sectores juntos (Fig. 2.5). En todos los

casos, sin embargo, son notables valores de abundancia en 2013

más bajos que en años anteriores.

El caso de la gallineta (Scorpaena scrofa) no es tan claro

(Fig. 2.4), debido a que sus hábitos crípticos la hacen

difícilmente censable visualmente.

Finalmente, es destacable que la gran mayoría de las

especies presentan una gran variabilidad espacial a escala fina

(entre zonas dentro de cada sector) (Tabla 2.2).

Diplodus annularis

0

1

2

3N

ºin

div

. 2

50 m

-2

Mullus surmuletus

0

1

2

Costa Bajos Reserva integral

Diplodus annularis

0

1

2

3N

ºin

div

. 2

50 m

-2

Mullus surmuletus

0

1

2

Costa Bajos Reserva integral

- 24 -

Figura 2.4 Valores medios de abundancia por transecto a lo largo del tiempo en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas, para tres especies comerciales en los que la variación interanual y entre sectores es independiente entre sí, distinguiéndose entre los tres sectores en los que se ha dividido [ : costa; : bajos; : islas Hormigas y bajo de Fuera].

0

1

2

3

4

5

6

7

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Epinephelus costae

0

5

10

15

20

25

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Sciaena umbra

96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 130

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año

Scorpaena scrofa

0

1

2

3

4

5

6

7

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Epinephelus costae

0

5

10

15

20

25

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Sciaena umbra

96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 130

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

Nº

ind

iv.

25

0 m

-2

Año

Scorpaena scrofa


2013

- 25 -

Figura 2.5 Variación de los valores medios de abundancia por transecto observada a lo largo del tiempo de las principales especies objetivo de la pesca artesanal en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas.

2.4.3 Evolución temporal de la abundancia de las

poblaciones de meros en la reserva marina de

Cabo de Palos – Islas Hormigas (2009-2013)

En el censo de meros realizado en junio y julio de 2013 se

observaron en promedio 0,9 ± 0,3 (error típico) meros (E.

marginatus), 8,9 ± 1,8 falsos abadejos (E. costae) y 1,7 ± 0,5

chernas (M. rubra) por transecto de 250 m2 en la reserva marina.

Si se comparan estos datos con lo observado entre 2009 y 2011

por Hackradt (2012), se observa una recuperación de los

efectivos numéricos de estas especies (Fig. 2.5). Por otra

parte, en el caso de meros y chernas estos valores han resultado

menores que los obtenidos a partir de los censos de peces

realizados entre agosto y octubre en la reserva marina cuyo

objetivo era describir todo el poblamiento íctico (incluidas las

tres especies de meros), observándose en algunos casos que se

recuperan los valores anteriores de densidad de meros (Fig.2.6,

véase asimismo las Fig. 2.2, 2.4 y 2.5).

Epinephelus costae

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

Sciaena umbra

0

2

4

6

8

10

12

14


0

2

4

6

8

10

12

nº

ind

iv.

250

m-2

Dentex dentex

0

2

4

6

8

10

12

Mycteroperca rubra

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

4.0

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

Diplodus cervinus

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

- 26 -

Figura 2.6 Cambio en la abundancia media de los meros, falsos abadejos y chernas en los tres sectores de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas entre 2009 y 2011 [barras grises, datos de Hackradt (2012)], y en 2013, distinguiendo entre los datos de los censos específicos de meros realizados en junio-julio (barras rojas) y los datos de los censos del poblamiento completo de peces realizados en agosto-octubre (barras rayadas).

Cherna

(Mycteroperca rubra)

0

1

2

3

4

5

Costa Bajos I. Hormigas

2009

2010

2011

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2009

2010

2011

2013

2009

2010

2011

2013

Mero

(Epinephelus marginatus)

0

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14

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Falso abadejo

(Epinephelus costae)

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ind

iv.

25

0 m

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Cherna

(Mycteroperca rubra)

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Costa Bajos I. Hormigas

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2011

2013

2009

2010

2011

2013

2009

2010

2011

2013

2009

2010

2011

2013

2009

2010

2011

2013

2009

2010

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Mero

(Epinephelus marginatus)

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Falso abadejo

(Epinephelus costae)

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Nº

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iv.

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0 m

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2013

- 27 -

2.5 Discusión

En síntesis, se confirma una recuperación de la comunidad de

peces, que había disminuido sus efectivos (al menos en lo que se

refiere a los meros) durante los últimos años, como

consecuencia, posiblemente, de un aumento de la presión por

furtivos, sobre todo en la reserva integral y el bajo de Fuera

(García-Charton et al. 2013).

La dinámica temporal de las poblaciones de peces, por

tanto, parece haber retomado la senda del incremento de las

abundancias, tal y como venía siendo la tónica durante los

últimos años en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas

Hormigas (García-Charton et al. 2010). No obstante, no en todos

los casos se han recuperado los niveles de abundancia anteriores

a la drástica disminución observada en 2011, y no puede

descartarse que se mantenga cierta presión por furtivismo en la

reserva marina (a tenor asimismo de diversos testimonios

recogidos en la reserva marina) (García-Charton et al. 2013).

Únicamente con niveles muy elevados de vigilancia (en los que se

verifican a la vez una gran intensidad de salidas de control y

una muy baja frecuencia de episodios de furtivismo, Guidetti et

al. 2008) se pueden hacer cumplir plenamente las normativas

establecidas para la protección de un área marina. Una inversión

suficiente y una óptima organización de las tareas de vigilancia

y monitoreo son factores clave para el éxito de una reserva

marina (Maliao et al. 2004; Samoilys et al. 2007; Guidetti et

al. 2008; Pita et al. 2011; De Santo 2013; Gleason et al. 2013;

Pérez de Oliveira 2013), aunque resulta obvio que entran en

juego otros factores (Warner & Pomeroy 2012; Chuenpagdee et al.

2013). Esta necesidad es aún mayor, si cabe, en el caso de

especies que, como los meros, tienen un alto atractivo para los

pescadores furtivos por su gran tamaño y alto precio en el

mercado (Sadovy de Mitcheson et al. 2012), lo cual exige medidas

de vigilancia especialmente adaptadas a estas características

(Mangubhai et al. 2011).

Se confirma asimismo la gran importancia relativa de la

influencia de la estructura del hábitat sobre el poblamiento de

peces (García-Charton et al. 2001, 2004; Claudet et al. 2011),

representado en este caso por las diferencias entre sectores

(costa vs. bajos o islas), así como por las diferencias

- 28 -

significativas de abundancia a escala espacial fina (entre zonas

separadas por cientos de metros dentro de cada sector),

achacables a diferencias de hábitat a esa escala espacial.

Las especies más favorecidas por las medidas de protección

pesquera son meros (Fig. 2.7), dentones, corvas, sargos reales y

espetones, todas ellas de gran valor comercial, además de ser

especies carnívoras o específicamente piscívoras (es decir,

depredadores apicales en los ecosistemas marinos costeros). Con

ello, con la protección pesquera ocurre una “naturalización” de

dicho ecosistema hacia estadios más prístinos (es decir,

anteriores a la enorme presión antrópica ejercida sobre estos

ecosistemas) (Sandin et al. 2008). Tales cambios han de

acarrear, forzosamente, efectos indirectos o “en cascada”

(Pinnegar et al. 2000; Micheli et al. 2005; Baum & Word 2009),

tales como reducciones en la abundancia de mesodepredadores y

presas potenciales, así como de invertebrados bentónicos.

Es de destacar que los valores de abundancia media de las

tres especies de meros obtenidas en el verano de 2013 no han

coincidido en las dos ocasiones en los que se han muestreado,

una en junio-julio (censos específicos de meros) y otra entre

agosto y octubre (censos de peces incluyendo todo el poblamiento

observable), a pesar de haberse utilizado la misma técnica de

censo visual con escafandra autónoma (transectos de 50×5 m2).

Dos razones son las más plausibles para explicar esta

observación:

1) Las abundancias han sido efectivamente menores a principios

que a finales del verano: esto es quizás explicable por el

atípico comportamiento de las temperaturas del agua de mar,

ya que a mediados de mayo la temperatura superficial aún no

había subido de 14º C (J.A. García-Charton, observ. pers.);

la existencia de anomalías negativas, es decir, un retraso en

el calentamiento estival del agua de mar en un determinado

año, podría explicar que los meros, que usualmente son menos

visibles durante el invierno, bien sea por bajar a zonas más

profundas o por mostrar una movilidad reducida (Hackradt

2012), hubieran retrasado su comportamiento de aumento de

actividad en zonas someras hasta bien avanzado el verano en

el calendario. No obstante, esta hipótesis ha de ser

explorada en detalle, analizando las tendencias temporales de


2013

- 29 -

la temperatura del agua superficial a partir de los datos de

las boyas oceanográficas más próximas, o bien con los

análisis y proyecciones de los organismos internacionales

encargados de tal labor (p. ej. el ‘Mediterranean ocean

Forecasting System – MFS’-http://gnoo.bo.ingv.it/mfs/myocean,

integrado en el EuroGOOS-http://www.eurogoos.org).

2) Las diferencias son achacables a una variabilidad temporal

natural a escala media (entre días o semanas), o bien a

diferencias instantáneas más dependientes de las condiciones

concretas de la mar en cada día de muestreo (oleaje,

corrientes, etc.) (Irigoyen et al. 2013). Esto podría ser

debido a la inadecuación de la forma y tamaño de la unidad

muestral utilizada (pasillos de 50 m de longitud por 5 m de

anchura) para capturar de un modo representativo las

abundancias y biomasas de especies de gran tamaño y/o cuya

movilidad sea mayor que el tamaño del transecto. Para

afrontar tal posibilidad, se impone combinar los seguimientos

tradicionales con otras técnicas de censo visual más

adaptadas a estas circunstancias.

En este último sentido, se ha estado probando una nueva

técnica de censo, con la que se realizan “censos completos”

mediante el método de distancia (Kulbicki & Sarramégne, 1999;

Oedekoven et al 2013), registrándose los ‘tracks’ de estos

recorridos completos mediante un GPS marino y el registro de la

posición de individuos y grupos de meros, así como de otras

observaciones, y de hitos estructurales del hábitat mediante una

cámara submarina (GoProTM) sincronizada con el GPS.

Simultáneamente, una sonda hidroacústica monohaz se encarga de

recoger la información topográfica del fondo, junto con la

localización GPS. La información derivada de la batimetría junto

con variables energéticas procedentes de los registros de la

sonda, permitirán realizar una primera aproximación a una

clasificación de hábitats bentónicos. Esta metodología ha sido

probada satisfactoriamente por Irigoyen, Sánchez-Carnero &

García-Charton en arrecifes rocosos de la Patagonia (Península

Valdés, Chubut, Argentina). Se propone pues desarrollar dicha

metodología en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas

Hormigas, y compararla con la aproximación “clásica” basada en

transectos de 50×5 m2.

- 30 -

Figura 2.7 Meros en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas. FOTO: Carlos W. Hackradt


2013

- 31 -

33 Uso del briozoo Myriapora truncata como

indicador del impacto del submarinismo

recreativo en la reserva marina de C.

Palos – I. Hormigas

3.1 Introducción

El buceo recreativo es la actividad que más se ha desarrollado

en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas. Según

datos oficiales, entre 1998 y 2010 (último año del que se tenga

un registro completo) el número de inmersiones se había

incrementado en un 225%, pasando de 8.142 inmersiones

registradas a más de 26.000 (Fig. 3.1). Es de suponer que estas

cifras han aumentado en los últimos años, habida cuenta de la

creación de nuevos centros de buceo en Cabo de Palos y del

desarrollo de los ya existentes; de continuar la progresión

observada en los últimos años, el número estimado actual

rondaría las 36.000 inmersiones (Fig. 3.1).

El buceo es una actividad que no se distribuye

uniformemente a lo largo del tiempo en la reserva marina, pues

es esencialmente estival (el 68% de las inmersiones anuales se

realizan en verano, y el 40% tienen lugar en los meses de julio

y agosto) (Fig. 3.2), y el resto del año se concentra en los

fines de semana (García-Charton et al. 2007).

Además, no se distribuye por igual entre los distintos

puntos de buceo, estando concentrado el 43% de las inmersiones

en el bajo de Dentro, y el 49% a partes iguales entre los bajos

de Piles I y Piles II, quedando el resto repartido entre un 5%

en el bajo de Fuera y el 3% para el bajo de la Testa (datos de

2010).

- 32 -

Figura 3.1 Número de inmersiones realizadas entre 1998 y 2010, según los datos oficiales, en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas (barras sombreadas), y proyección para los últimos años para los que no hay datos disponibles (barras punteadas) ajustada a una progresión exponencial (línea continua)) (Fuente: Servicio de Pesca y Acuicultura, CARM).

Figura 3.2 Número de inmersiones realizadas en cada mes durante el año 2010 en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas (Fuente: Servicio de Pesca y Acuicultura, CARM).

0

1 000

2 000

3 000

4 000

5 000

6 000

Ene Feb Mar Abr May Jun Jul Ago Sep Oct Nov Dic

Mes

Nº

de in

me

rsio

nes

0

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2 000

3 000

4 000

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Ene Feb Mar Abr May Jun Jul Ago Sep Oct Nov Dic

Mes

Nº

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10327

14918

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2618326388

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35571

0

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15000

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25000

30000

35000

40000

1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

Años

Nº

inm

ers

ion

es


2013

- 33 -

El buceo recreativo es una de las formas más importantes de

uso comercial de las AMPs en el mundo, llevando aparejado, en

general, niveles variables de impacto sobre la biodiversidad –

especies y comunidades (Davis & Tisdell 1996; Dearden et al.

2007; Uyarra & Côté 2007). Una gran cantidad de estudios se han

aproximado al problema de medir el impacto del submarinismo

recreativo (p. ej., Hawkins & Roberts 1997; Rouphael & Inglis

2001; Garrabou et al. 1998; Hawkins et al. 2005; Hasler & Ott

2008). Los efectos biológicos locales pueden llegar a ser

dramáticos (Rouphael & Inglis 2001; Walters & Samways 2001; Rudd

& Tupper 2002; Zakai & Chadwick-Furman 2002; Barker & Roberts

2004; Coma et al. 2004).

Los buceadores con escafandra autónoma pueden afectar a los

organismos de varios modos, sea intencionadamente o no (Milazzo

et al. 2002; Uyarra & Côté 2007). Los daños son debidos

principalmente al contacto de aletas, equipos y el propio cuerpo

con organismos, por el efecto de las burbujas en cuevas y

extraplomos, o la resuspensión de sedimentos (Milazzo et al.

2002), pudiendo asimismo darse cambios en el comportamiento de

los peces (Kulbicki 1998; Milazzo et al. 2006) [véanse asimismo

los informes anteriores de seguimiento de la reserva marina de

Cabo de Palos – Islas Hormigas].

En el Mediterráneo se ha utilizado en algunas ocasiones

especies frágiles para cuantificar el impacto del buceo, tales

como briozoos (Sala et al. 1996; Garrabou et al. 1998) y

cnidarios (gorgonias: Coma et al. 2004; coral rojo: Linares et

al. 2011).

3.2 Objetivos

En el presente estudio se propone la utilización de la densidad

y características morfométricas del briozoo Myriapora truncata

(conocido como “falso coral”) como un indicador del posible

efecto de la frecuentación por buceadores en la reserva marina

de Cabo de Palos – Islas Hormigas.

- 34 -


3.3.1 Especie de estudio: Myriapora truncata

Myriapora truncata (Pallas, 1766) es un briozoo (Gymnolaemata,

Cheilostomatida, Ascophorina, Myriaporidae) comúnmente conocido

como “falso coral”, de amplia distribución, que vive en una

variedad de hábitats rocosos, desde fondos someros submareales

de ambientes resguardados, a ambientes rocosos circalitorales,

tanto en el Mediterráneo como a lo largo de las costas

atlánticas del sur de España y Marruecos (Canu & Bassler 1925;

Gautier 1962; Ferreti et al. 2007). Crece en colonias erectas

arborescentes (zoarios) dotadas de un robusto esqueleto

(zoecio) formando ramas (Fig. 3.3) compuestas por zooides

indiferenciados (unidades alimentarias), dispuestos alrededor de

un amasijo de cenozoides (Berning 2007) con función estructural.

La pared frontal, o armadura, de M. truncata es secretada bajo

una cubierta de celoma y una envoltura externa de cutícula

orgánica. El cuerpo del animal, la polípida, se localiza en el

interior de la pared esquelética con forma de caja del zooide, y

se proyecta a través del orificio primario para alimentarse. La

polípida expandida tiene una corona de tentáculos (lofóforo)

dotados de cilios, los cuales crean una corriente de agua hacia

la boca, situada en la base del lofóforo. Cada tentáculo acaba

en un penacho de cilios rígidos, también presentes en los lados

abfrontal y latero-frontal del tentáculo, a los cuales se les ha

asignado una función sensorial en varias especies de briozoos

(Lombardi et al. 2011). Aunque existe alguna información sobre

la morfología de la larva, el primer zooide formado (ancéstrula;

Ferreti et al. 2007) y la tasa neta de calcificación (Rodolfo-

Metalpa et al. 2010), el ciclo de vida, la tasa de crecimiento

del zooide y la dieta de M. truncata permanecen pobremente

conocidos (Lombardi et al. 2011).


2013

- 35 -

Figura 3.3 Zoario de Myriapora truncata en un fondo rocoso infralitoral [© Nano Sánchez / Wikimedia Commons]

Esta especie ha sido utilizada recientemente como

indicadora de cambios (paleo)ambientales (Berning 2007) y del

efecto de la acidificación marina (como consecuencia del cambio

climático) sobre los organismos bentónicos marinos (Lombardi et

al. 2011). El uso de Myriapora truncata como indicador del

impacto de submarinismo recreativo tiene su antecedente en el

trabajo de Calvisi et al. (2003) para el caso de las cuevas

submarinas, y, más recientemente, Guarnieri et al. (2012) citan

a esta especie como especialmente sensible y frágil al paso de

buceadores en cuevas submarinas. Ya en 1991, Pérez-Ruzafa et al.

destacaban la gran abundancia de esta especie en el área de Cabo

de Palos, lo que, junto a su carácter quebradizo y frágil ante

la presencia de buceadores la hace especialmente adecuada para

su uso como indicador del impacto del buceo recreativo en la

reserva marina.

- 36 -

3.3.2 Diseño y técnica de muestreo

El estudio se ha llevado a cabo en octubre de 2013, es decir

justo después de la temporada alta de buceo en la reserva marina

de Cabo de Palos – Islas Hormigas. Se consideraron dos niveles

de protección: la reserva integral (islas Hormiga y Hormigón, y

bajo del Mosquito), en la cual el submarinismo está prohibido, y

la reserva parcial (bajos de Dentro, Piles I y Piles II), en la

cual dicha actividad está permitida. En cada uno de esos niveles

de protección, se consideraron 2 franjas batimétricas (profunda

– 21-23 m, y somera – 12-14 m), y para cada combinación de nivel

de protección y franja batimétrica se buscaron 3 localidades

(separadas por cientos a miles de metros), en cada una de los

cuales se situaron aleatoriamente 3 sitios (separados por

decenas a cientos de metros entre sí); por último, en cada sitio

se lanzaron al azar 5 ‘quadrats’ de 1x1 m, en los cuales los

observadores, provistos de escafandras autónomas, contabilizaron

el número de zoarios, distinguiéndose entre los que estaban

vivos (coloreados y sujetos al sustrato) y los muertos (por

encontrarse despegados del sustrato y/o con una coloración

blanquecina). Con ello, en total se muestrearon 180 ‘quadrats’,

para cada uno de los cuales se registró la inclinación del

sustrato (en grados). Además, se seleccionaron las 6 colonias

(zoarios) más próximas a la esquina superior derecha de cada

‘quadrat’, para cada una de las cuales se midieron su altura y

anchura máximas, calculándose con estas medidas su área

proyectada (altura x anchura) y su relación de aspecto

(anchura:altura; un valor < 1 indica una forma más alta que

ancha, mientras que una relación de aspecto > 1 indica una

colonia más bien achatada, tanto más cuanto mayor sea ese

índice).

3.3.3 Análisis de datos

Las diferencias de densidad se han testado entre niveles de

protección [factor Reserva, R, fijo con 2 niveles (reserva

integral vs. reserva parcial)], Profundidad (P, con dos niveles

- somero vs. profundo, también fijo) y entre localidades (factor

L, aleatorio con 3 niveles, anidado en la interacción entre los

factores Reserva y Profundidad) y sitios (factor S aleatorio con

3 niveles, anidado en la localidad) mediante ANOVA mixto,

utilizándose para ello el programa GAD del paquete R (Sandrini-


2013

- 37 -

Neto & Camargo 2011). La homogeneidad de las varianzas se ha

comprobado en todos los análisis utilizando el test de Cochran,

transformándose los datos en caso de no resultar homogéneas

dichas varianzas; en los casos en los que no se ha conseguido la

heterocedasticidad, por precaución, aquéllos factores con

valores de p > 0,01 habrán de ser interpretados con cautela

(Underwood 1997). Las diferencias significativas se testaron a

posteriori mediante un test de Student-Newman-Keuls (SNK). Para

el caso de la altura, anchura, área proyectada y relación de

aspecto de las colonias, a ese diseño se le ha añadido el factor

‘quadrat’ (aleatorio y anidado en Sitio, con 5 niveles),

realizándose el análisis mediante una PERMANOVA (análisis de la

varianza por permutaciones) debido a que, al faltar réplicas de

zoarios en algunos ‘quadrats’ (en los casos en los que la

densidad era < 6) la base de datos estaba desequilibrada

(situación no manejable fácilmente con un ANOVA paramétrico).

Las PERMANOVAs se realizaron sobre matrices de distancia

euclidea, testándose mediante 999 permutaciones, y aplicándose

además un test de Monte Carlo (Anderson et al. 2008).

3.4 Resultados

La densidad total de zoarios (colonias) del briozoo M. truncata

ha resultado mayor en la reserva integral que en la reserva

parcial, en la que el buceo recreativo está permitido, lo que da

lugar a la significación estadística del factor Reserva (Tabla

3.1). En esta y en las demás variables dependientes, el test de

Cochran ha resultado significativo (lo cual indica que la

ausencia de homocedasticidad), y las distintas transformaciones

intentadas no han homogeneizado las varianzas. Con independencia

de la profundidad por término medio se han encontrado 27,7

zoarios m-2 en los fondos que rodean las islas Hormigas, frente a

8,1 zoarios m-2 en los bajos de la reserva (Fig. 3.4).

- 38 -

Tabla 3.1 Resumen de los resultados del análisis de la varianza aplicados a las variaciones de densidad de Myriapora truncata (total, zoarios vivos y muertos) en función de los factores Reserva (R), Profundidad (P), Localidad (L) y Sitio (S) [gl: grados de libertad; MC: media cuadrática; F: F de Snedecor; p: p-valor]. Se indican los resultados del test de Cochran para cada variable dependiente [C: estadístico C de Cochran], en negrita aquéllos valores de p significativos (< 0,05), y en rojo los valores de p < 0,01.

Densidad total

Densidad zoarios vivos

Densidad zoarios muertos

Test de Cochran C = 0,269; p = 2,192e-07 C = 0,305; p = 6,794e-09 C = 0,254; p = 8,021e-07

Fuentes de variación

gl MC F p MC F p MC F p

R 1 17346,0 14,039 0,0057 17091,8 15,207 0,00455 0,8 0,042 0,8427

P 1 3100,0 2,509 0,1519 2599,2 2,313 0,16683 22,8 1,196 0,3060

RxP 1 1110,0 0,898 0,3710 871,2 0,775 0,40431 13,9 0,723 0,4178

L(RxP) 8 1235,6 2,269 0,0577 1124,0 2,879 0,02131 19,0 0,545 0,8109

S(L(RxP)) 24 544,7 2,246 0,0018 390,4 1,829 0,01607 34,9 3,605 8,61e-07

Residual 144 242,5 213,4 9,7

Figura 3.4 Diagrama de cajas de la densidad total de zoarios (colonias) de Myriapora truncata en la reserva integral y la reserva parcial de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas [la caja representa los cuartiles Q1 (25%) y Q3 (75%), de modo que su altura encierra el Rango Inter-Cuartil (RIC=Q3-Q1) en el que se encuentra el 50% de los datos); la línea gruesa indica la mediana de los datos; y las líneas punteadas delimitan los valores no atípicos – estando los valores atípicos (aquellos inferiores a Q1-1,5*RIC o superiores a Q3+1,5*RIC) representados mediante puntos]

INTEGRAL PARTIAL

02

04

06

08

010

0

Densidad de M. truncata

Nº

zo

ari

os m

-2

INTEGRAL PARCIAL

Nº

zo

ari

os

m-2

INTEGRAL PARTIAL

02

04

06

08

010

0


Nº

zo

ari

os m

-2

INTEGRAL PARCIAL

Nº

zo

ari

os

m-2


2013

- 39 -

Por otra parte, no hay un efecto significativo de la

profundidad, ya que, aunque en alguna localidad profunda hay una

densidad mayor que en el resto, el posible efecto de la

profundidad está enmascarado por una variabilidad marginalmente

significativa entre localidades (Fig. 3.5). Por último, se ha

detectado una variabilidad espacial significativa a escala fina

(entre sitios dentro de cada localidad) (Tabla 3.1).

Figura 3.5 Valores medios (± error típico) de densidad total de zoarios de Myriapora truncata en las distintas localidades prospectadas en las franjas somera y profunda de la reserva integral y la reserva parcial.

La variabilidad observada en la densidad total de falso

coral está determinada por la distribución de colonias vivas, ya

que cuando únicamente se consideran los zoarios vivos en los

análisis, se mantiene la influencia significativa del factor

Reserva, mientras que la densidad de zoarios muertos no varía

significativamente con el nivel de protección, aunque sí entre

sitios (Tabla 3.1).

Así, la densidad de zoarios vivos en la reserva integral es

de 24,9 m-2, mientras que en la reserva parcial la densidad

observada es de 5,4 zoarios vivos m-2 (Fig. 3.6 y 3.7). También

en este caso la variabilidad espacial a escala fina (entre

sitios separados decenas de metros) es significativa (Tabla

3.1).

0

10

20

30

40

50

60

Nº

zo

ari

os

m-2

INTEGRAL PARCIAL

PROFUNDO SOMERO PROFUNDO SOMERO

- 40 -

Figura 3.6 Diagrama de cajas de la densidad total de zoarios (colonias) vivos de Myriapora truncata en la reserva integral y la reserva parcial de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas [ver Fig. 3.2 para una descripción de esta gráfica]

Figura 3.7 Valores medios (± error típico) de densidad total de zoarios vivos de Myriapora truncata en las distintas localidades prospectadas en las franjas somera y profunda de la reserva integral y la reserva parcial.

Nº

zo

ari

os

m-2

INTEGRAL PARCIAL

PROFUNDO SOMERO PROFUNDO SOMERO

0

10

20

30

40

50

60

INTEGRAL PARTIAL

020

40

60

80

100


Nº

zo

ari

os m

-2

INTEGRAL PARCIAL

Nº

zo

ari

os

m-2


2013

- 41 -

Tabla 3.2 Resumen de los resultados del análisis PERMANOVA aplicados a las variaciones morfométricas de los zoarios de Myriapora truncata en función de los factores Reserva (R), Profundidad (P), Localidad (L), Sitio (S) y Quadrat (Q) [gl: grados de libertad; MC: media cuadrática; Pseudo-F: pseudo-F de Snédecor; p(perm): p-valor obtenido mediante permutaciones; perms: nº de permutaciones; p(MC): p-valor obtenido mediante el test de Monte Carlo]. Se indican en rojo los valores de p < 0,05.

Fuente de variación

gl MC Pseudo-F p(perm)

perms p(MC)

ANCHO

R 1 2,463 0,11836 0,779 999 0,745

P 1 44,558 2,1413 0,19 998 0,175

RxP 1 3,8428 0,18468 0,705 996 0,676

L(RxP) 8 26,276 1,591 0,166 998 0,183

S(L(RxP)) 24 17,86 3,2217 0,002 999 0,001

Q(S(L(RxP))) 118 687,5 1,6066 0,002 998 0,001

Residual 609 3,6264

ALTO

R 1 3,4858 0,9137 0,354 998 0,350

P 1 0,22395 5,87E-02 0,818 997 0,816

RxP 1 9,87e-02 2,59e-02 0,876 997 0,873

L(RxP) 8 4,596 1,0533 0,428 997 0,450

S(L(RxP)) 24 4,6856 2,3886 0,008 999 0,002

Q(S(L(RxP))) 118 2,0718 1,7064 0,001 999 0,001

Residual 609 1,2141

AREA

R 1 46,995 0,15046 0,686 995 0,682

P 1 191,27 0,61237 0,439 998 0,480

RxP 1 11,092 3,55e-02 0,859 997 0,872

L(RxP) 8 389,36 1,5148 0,217 997 0,188

S(L(RxP)) 24 276,43 3,002 0,001 998 0,001

Q(S(L(RxP))) 118 94,935 1,3051 0,053 998 0,025

Residual 609 72,739

RATIO DE ASPECTO

R 1 0,27527 0,12619 0,744 998 0,740

P 1 12,23 5,6063 0,037 998 0,038

RxP 1 1,65e-04 7,57e-05 0,994 999 0,989

L(RxP) 8 2,6952 1,3802 0,258 998 0,249

S(L(RxP)) 24 2,0983 2,6807 0,006 999 0,001

Q(S(L(RxP))) 118 96,393 1,4822 0,028 998 0,001

Residual 609 0,55113

- 42 -

En lo que respecta a las variaciones morfométricas de los

zoarios, únicamente el ratio de aspecto (anchura:altura)

presenta variaciones significativas entre profundidades (Tabla

3.2), siendo el aspecto de los zoarios más achatado en las zonas

someras (1,51 en promedio) que en las profundas (1,30). Por otra

parte, todas las características morfométricas de las colonias

han mostrado una variabilidad espacial significativa a escala

fina (entre sitios y entre ‘quadrats’) (Tabla 3.2).

3.5 Discusión

El presente estudio pone en evidencia que en la reserva integral

de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas (es

decir, en los fondos que rodean las islas Hormigas y en el bajo

del Mosquito), en la cual el buceo recreativo no se practica por

estar prohibido, la densidad de zoarios vivos de Myriapora

truncata es 5,6 veces mayor que en la reserva parcial (bajos de

Dentro y Piles), con independencia de la profundidad, así como

una tendencia no significativa a una mayor densidad en la franja

más profunda, con independencia del nivel de protección; por

otra parte, se aprecia una variabilidad espacial significativa a

escala espacial fina (entre sitios alejados cientos de metros

entre sí). Finalmente, no se han observado diferencias

morfométricas de las colonias en función del nivel de protección

o la profundidad, salvo un aspecto ligeramente más achatado (es

decir, una anchura mayor que la altura) de los zoarios que viven

en áreas más someras, en comparación con las que se midieron en

la franja profunda, acaso una respuesta un mayor hidrodinamismo

en las zonas más someras.

Dado que las condiciones ambientales de los lugares de

muestreo, estén éstos protegidos o no de la actividad turística

subacuática, tales como orientación frente a los vientos y

oleajes dominantes, inclinación del sustrato, cobertura algal,

rugosidad del fondo, etc., son comparables en todas las

localidades prospectadas, cabe inferir que es la actividad

humana, y más concretamente la sobrefrecuentación por

buceadores, la causante de las diferencias observadas.


2013

- 43 -

Los presentes resultados muestran una probable afección de

la presión por buceo sobre una especie frágil, utilizada aquí

como indicadora de impacto. Se trata del indicio más claro

obtenido hasta la fecha de dicho efecto erosivo. En efecto, el

problema del impacto del submarinismo en la reserva marina de

Cabo de Palos – Islas Hormigas se abordó por vez primera en 2002

(Pérez-Ruzafa et al. 2002), y desde entonces se han ido

realizando diversos estudios, utilizándose diferentes técnicas

de muestreo (muestreo visual con escafandra autónoma,

seguimiento fotográfico, aproximación experimental, seguimiento

del comportamiento erosivo de los buceadores, etc.); y aunque,

como se revisará a continuación, se han obtenido algunos

indicios de efectos erosivos, hasta ahora no había habido un

síntoma tan evidente de posibles efectos de la actividad

subacuática recreativa.

En 2002 se realizó el primer estudio de las diferencias de

cobertura y densidad de algas e invertebrados como indicadores

de erosión debida a la frecuentación por buceadores, y se inició

un estudio del comportamiento de los deportistas recreativos en

la reserva marina. En aquel estudio, en el que se comparaban una

serie de indicadores mediante prospecciones visuales en círculos

de 25 m2 entre antes y después de la temporada alta de buceo

(verano), ya se observó un menor desarrollo algal, con pérdida

de estructura asociada a las algas arbustivas y en un aumento de

los fondos desprovistos de cobertura algal en las zonas

visitadas por los submarinistas; sin embargo, la “señal”

(magnitud del efecto y significación estadística de las

diferencias detectadas) era tenue en el caso de las algas,

debido a la gran variabilidad natural a escalas espaciales finas

(entre sitios separados por cientos a miles de metros, y entre

réplicas separadas por decenas a cientos de metros), y al hecho

de que las comparaciones antes-después coinciden con una

variación estacional. Por su parte, ninguna de las diferencias

de densidad o cobertura de invertebrados bentónicos fue

achacable a la acción erosiva de los buceadores, aunque fue

notable un mayor número de colonias de Eunicella singularis que

aparecieron tumbadas en las zonas de buceo, con un incremento

importante tras la temporada alta de inmersiones.

- 44 -

Por otra parte, el estudio de comportamiento erosivo de los

buceadores en la reserva se culminó al año siguiente (Pérez-

Ruzafa et al. 2003); en este estudio se monitoreó el

comportamiento de los buceadores y su interacción con el fondo,

siguiéndose a 342 personas durante los veranos de 2002 y 2003,

con edades comprendidas entre los 15 y los 67 años. Los

principales resultados de este estudio fueron que el aleteo

constituyó la acción que más daños generó en el fondo,

alcanzando una media de 6,3 impactos por buceador durante los 10

minutos de seguimiento, aunque presentando una gran variabilidad

entre personas, que iba de 1 a 75 interacciones. Los contactos

con el equipo alcanzaron una media de 4,4 por buceador, mientras

que los apoyos con el fondo (que provocara alguna alteración en

el mismo) se produjeron con una frecuencia media de 3,4 veces

por cada 10 minutos para cada buceador. Un factor independiente

del buceador que parece influir en el comportamiento de los

buceadores es la presencia o no de guía durante la inmersión. En

general todas las acciones se ven disminuidas con la presencia

de guía, aunque sólo el aleteo presenta diferencias

significativas (p < 0,05) (Fig. 3.8). Un factor, también

independiente del buceador, que influyó significativamente en el

comportamiento individual bajo el agua es la celebración de un

‘briefing’, considerado éste como el conjunto de normas y

recomendaciones que se deben dar a los buceadores en la

embarcación antes de iniciar la inmersión. En la mayoría de los

casos suele hacer referencia a cuestiones técnicas del buceo

como flotabilidad, consumo de aire, buceo en parejas, itinerario

a recorrer durante la inmersión, profundidad, etc. y en muy

pocos casos incluyó consideraciones de tipo ambiental. A pesar

de ello, se observó una disminución de todas las acciones que

provocan algún tipo de impacto en el fondo cuando previamente ha

habido un ‘briefing’ por parte del instructor en la embarcación

o en el centro justo antes de embarcar, aunque sólo presentaban

diferencias significativas el número de aleteos (p < 0,05) (Fig.

3.8). Asimismo, se observó que el manejo de cámaras aumentaba

significativamente el número de interacciones del buceador con

el fondo.


2013

- 45 -

Figura 3.8 Diferencias en el número medio de aleteos realizados por un buceador durante 10 minutos que produzca algún efecto erosivo en el fondo (± error típico) en función de si (a) la inmersión se hace con guía o no y (b) ha habido un ‘briefing’ antes de la inmersión o no lo ha habido (tomado de Pérez-Ruzafa et al. 2003).

En este mismo informe y en años posteriores (Pérez-Ruzafa

et al. 2003, 2004; García-Charton et al. 2005, 2006, 2007, 2008)

se siguieron estudiando visualmente en inmersión con escafandra

autónoma las abundancias de invertebrados bentónicos

(incorporando algunas especies indicadoras adicionales a las

observadas el año anterior) y de coberturas algales, no

llegándose a detectar en ellos efectos claros del submarinismo

recreativo, aunque invertebrados frágiles como la esponja

Dysidea fragilis, el cnidario Cladocora caespitosa y el briozoo

Pentapora fascialis mostraron una tendencia a disminuir sus

abundancias tras la temporada de buceo, sin que estos cambios

resultaran concluyentes. Por su parte, se seguía observando una

mayor proporción de gorgonias tumbadas en los fondos de la

reserva parcial (bajos) (Fig. 3.9). Una observación novedosa fue

la tendencia de los erizos comestibles (Paracentrotus lividus) a

ser más numerosos en las zonas más someras de los bajos en los

cuales el buceo estaba permitido (Fig. 3.10), que en los de la

reserva integral, sin que ello tuviera que ser achacado

necesariamente a la acción erosiva de los buceadores.

(a) (b)(a) (b)

- 46 -

Figura 3.9 Variación espacio-temporal de la relación de colonias de gorgonia blanca (Eunicella singularis) tumbadas respecto al de erectas, comparando lo observado en la isla Hormiga (H) y el Hormigón (HG) con lo que se ha medido en la cueva (CV) y la cara norte (N) del bajo de Dentro (tomado de Pérez-Ruzafa et al. 2004).

Figura 3.10 Valores medios de densidad de erizos en las localidades (BD: Bajo de Dentro; BP: Bajo de Piles; BF: Bajo de Fuera; H1: Hormiga 1; H2: Hormiga 2; HO: Hormigón) y tiempos prospectados en el año 2005 (tomado de García-Charton et al. 2005).


2013

- 47 -

Los valores de densidad de Paracentrotus lividus obtenidos

en 2005 en la reserva integral coinciden con los observados por

Coma et al. (2011) para ese mismo año. Sin embargo, esos mismos

autores dan cuenta de un aumento de la densidad de este erizo en

el archipiélago de las islas Hormigas a partir de 2007,

achacable al éxito del reclutamiento; ello introduciría un

factor de variabilidad temporal que explicaría que no todos los

años se detectaran las diferencias de densidad entre la reserva

integral y la reserva parcial, por lo que tampoco constituye un

efecto claro de la sobrefrecuentación subacuática.

También en 2004 y 2005 se realizaron trabajos

experimentales (Pérez-Ruzafa et al. 2004; García-Charton et al.

2005, 2008) que proporcionan una demostración del mecanismo que

opera con el paso de buceadores en parcelas controladas. Por un

lado, se demostró que el paso de buceadores provoca una pérdida

perceptible de cobertura algal y colonias completas del briozoo

Myriapora truncata (Fig. 3.11). Además, se midió un aumento de

la sedimentación en áreas en las que se bucea, en comparación

con áreas en las que no se bucea (Fig. 3.12).

Figura 3.11 Pérdida media (± error típico) de densidad de zoarios vivos de Myriapora truncata en función del aumento de la intensidad de paso por buceadores sobre parcelas experimentales de 1 m

2 en la reserva marina de Cabo

de Palos – Islas Hormigas en fondos planos (barras blancas) e inclinados (barras grises) (tomado de García-Charton et al. 2008).

Nº

zo

ari

os p

erd

ido

s

0 5 10 25

Nº de pasadas

0

0,5

1,0

1,5

2,0

- 48 -

Figura 3.12 Peso medio del sedimento resuspendido (corregido con el control) para cada intensidad de buceo (nº de pasadas sobre los captadores). Se indica la recta de regresión (línea continua) (R2=0,84, P<0,05) y su extrapolación para una pasada (línea punteada). Las barras de error indican el error típico de la media.

En estos estudios se llevó a cabo asimismo una metodología

basada en la realización de ‘fotoquadrats’ para la medida de

cobertura o densidad de algas e invertebrados. En general, se

han corroborado los resultados obtenidos mediante aproximaciones

visuales, en el sentido de que las algas no indican efecto

erosivo alguno, como consecuencia de su fuerte dinámica

estacional, aunque se detecta una tendencia a una mayor

proporción de fondo desprovisto de vegetación, así como más

erizos y menos falso coral en la reserva parcial (Fig. 3.13).


2013

- 49 -

Figura 3.13 Valores medios (± error típico) de cobertura algal o densidad total de algunas especies en la reserva parcial y el archipiélago de las Hormigas (reserva integral) medidas con fotografía digital (tomado de García-Charton et al. 2008).

Nuestros resultados corroboran los obtenidos por otros

investigadores en estudios realizados en otras AMPs

mediterráneas, como la de las Islas Medes, en la que se producen

aproximadamente 70.000 inmersiones anuales (Coma et al. 2004).

Por ejemplo, Sala et al. (1996) usaron el briozoo Pentapora

fascialis para estimar las posibles repercusiones del buceo

recreativo en las comunidades coralígenas de la reserva marina

de las islas Medas, y observaron que las colonias de esta

especie eran 9-10 veces menos densas y significativamente más

pequeñas en los lugares de buceo. Por su parte, Garrabou et al.

(1998) estudiaron experimentalmente (por producirse la apertura

de lugares previamente vetadas al buceo) el efecto de los

buceadores en la misma especie y el mismo lugar, observando que

la frecuentación subacuática redujo drásticamente la densidad

(en un 50% en un año, y hasta en 92% al cabo de 3 años) y la

altura media de P. fascialis, corroborando de este modo que las

pautas observadas por Sala et al. (1996) eran probablemente

debidas a la sobrefrecuentación por buceadores. En otro estudio,

Linares et al. (2011) observaron que el tamaño de las colonias

- 50 -

de coral rojo (Corallium rubrum) en las islas Medes fue

significativamente menor que el pronosticado por los modelos de

crecimiento y más pequeño que el de las colonias en áreas

marinas protegidas sin buceo en las que esta especie está

presente (Banyus, Carry-le-Rouet, Scandola); además, el número

anual de buceos recreativos y el cambio porcentual en el

diámetro basal de las colonias de coral rojo se correlacionaron

negativamente, lo que sugiere que la abrasión causada por buzos

habría podido incrementar las tasas de mortalidad de la especie.

En el caso de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas

Hormigas estaríamos, por tanto, ante una señal de que la gran

cantidad de buceadores podría estar socavando la biodiversidad

local, a través del efecto erosivo de equipos, linternas y

cámaras, y principalmente de las aletas sobre el fondo. El

problema se agrava por el hecho de que en la reserva marina

únicamente se cuenta con 5 puntos de buceo, en los que se

concentra toda la presión de las inmersiones a lo largo del año.

Se impone una limitación precautoria en el uso recreativo

de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas, en el

sentido de no aumentar la presión de buceo por encima de los

niveles actuales de frecuentación subacuática recreativa

(estimada en alrededor de 36.000 inmersiones anuales). Para

ello, la administración competente, en colaboración con las

entidades interesadas (centros de buceo), y con el acuerdo de

los demás usuarios de la reserva marina (sobre todo pescadores

artesanales) habrá de arbitrar las necesarias medidas de

gestión. Son cada vez más numerosas las iniciativas a nivel

internacional, como el código de conducta ‘Green Fins’ (Hunt et

al. 2013), que pueden mostrar el camino para llevar a cabo con

éxito dicha regulación. Estas medidas tendrán que ser

implementadas mediante un proceso complejo y bien diseñado (Ku &

Chen 2013), basado en los presupuestos de la co-gestión y la

participación pública efectiva, contando con todos los actores y

usuarios de la reserva marina (Hogg et al. 2013).


2013

- 51 -

44 La pesca artesanal en la reserva marina

de C. Palos – I. Hormigas

4.1 Introducción

Las pesquerías marinas globales han tenido un gran desarrollo y

han sufrido grandes cambios desde que la FAO (Organización de

las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura),

empezó a recolectar datos pesqueros en 1950, aumentando

enormemente su tamaño, capacidad de almacenamiento y de

autonomía (Pauly et al. 2002). Las capturas mundiales alcanzaron

su pico máximo en 1996 con un total de 86,4 millones de

toneladas de pescado desembarcadas y desde entonces han estado

declinando hasta estabilizarse en aproximadamente 80 millones de

toneladas anuales. El mar Mediterráneo y el mar Negro presentan

una tendencia de disminución en la captura total de pescado

desde mediados de 1980. En 2009 estos mares tenían un 33% de sus

poblaciones de peces plenamente explotadas y un 50%

sobreexplotadas (FAO 2012, Froese et al. 2012).

La disminución de los ‘stocks’ pesqueros, así como los

efectos derivados de los demás impactos de las actividades

humanas (Worm et al. 2009) motivaron cambios en las medidas de

gestión con el fin de mitigar e intentar revertir los efectos

deletéreos del ser humano sobre el medio ambiente marino

(Lubchenco et al. 2003, Fox et al. 2012). Las Áreas Marinas

Protegidas – AMPs – han sido creadas para promover estos cambios

e incrementar la protección de la biodiversidad marina y la

conservación de los recursos marinos (Lubchenco et al. 2003,

Pauly et al. 2005, Claudet et al. 2008) así como las actividades

pesqueras y socioculturales relacionadas con el medio ambiente

marino. Entretanto, actualmente las AMPs protegen alrededor de

1% de la superficie global de los océanos (Cullis-Suzuki et al.

2010). En aguas europeas las reservas marinas, un tipo de AMP

donde existe al menos un área con extracción totalmente

prohibida, muestran evidencias de que están promoviendo la

recuperación de la biodiversidad local, siendo así una

- 52 -

importante herramienta de gestión basada en el ecosistema

(Halpern et al. 2004, García-Charton et al. 2008, Katsanevakis

et al. 2011, Fenberg et al. 2012). Entre los efectos positivos

esperados en las áreas marinas protegidas están el incremento de

la biomasa de las especies objetivo, la exportación de biomasa a

zonas adyacentes, el aumento de la biodiversidad, la protección

de hábitats, la mejora de los rendimientos pesqueros, los

beneficios de las actividades recreativas, la reducción de los

conflictos entre usuarios y la mejora de los mecanismos de

participación y gestión del área marina (Pelletier et al. 2005).

En relación a las pesquerías, las reservas marinas, cuando

están bien establecidas y gestionadas, generan beneficios

directos e indirectos. Goñi et al. (2008), en un estudio en 6

AMPs en el mar Mediterráneo, mostraron que las tasas de captura

de las pesquerías artesanales aumentan a medida que se aproximan

a las reservas marinas. El tamaño de la reserva también influye

en la tasas y en los tipos de captura, ya que reservas

integrales mayores tienden a generar mayores cantidades de

capturas y aumentar las capturas de las especies objetivo

(Vandeperre et al. 2011).

Las pesquerías artesanales se caracterizan por utilizar

caladeros cercanos a su puerto base, con barcos pequeños donde

trabajan pocos pescadores con una gran variedad de artes de

pesca (Guyader et al. 2013), que incluyen redes de trasmallo,

redes de enmalle, palangre, cadufos y trampas (Colloca et al.

2004, FAO 2011). En el Mediterráneo europeo los barcos

artesanales representan más de un 80% de la flota, y en 2010

representaban más de un 85% de la flota mundial (Berthou et al.

2005, Battaglia et al. 2010, FAO 2012). En innumerables países

las pesquerías artesanales tienen una larga tradición cultural y

una gran importancia socio-económica (Stergiou et al. 2006,

Crilly et al. 2013).

La actividad pesquera en la zona del cabo de Palos se lleva

realizando desde la antigüedad con artes similares a los

actuales. La flota artesanal de Cabo de Palos concentra su faena

dentro y en el entorno la Reserva Marina de Cabo de Palos –

Islas Hormigas (Fig. 1.1) y tiene como objetivo una gran

variedad de especies, valiéndose de varias artes de pesca para

capturarlas (García 1997, Esparza-Alaminos 2010). El uso de esas


2013

- 53 -

artes se cambia a lo largo del año en función de la biología de

las especies, del valor y demanda del mercado, de las épocas de

veda y condiciones del mar, entre otros factores (García-Charton

et al. 2010).

4.2 Objetivos

El objetivo del presente capítulo es describir la distribución

del esfuerzo pesquero realizado en el año de 2013 por la flota

artesanal de Cabo de Palos, así como actualizar la

caracterización de la variación temporal a largo plazo en las

capturas por unidad de esfuerzo (CPUE) y en los ingresos por

unidad de esfuerzo (€PUE) a partir de los datos registrados en

lonja de la flota artesanal que opera en la reserva marina de

Cabo de Palos – Islas Hormigas antes y después de su creación,

hasta el año 2012, último para el cual se cuenta con el registro

completo en lonja.


4.3.1 Área de estudio

El cabo de Palos (37°38’N; 00°42’O) y el archipiélago de las

Islas Hormigas, situados en el sudeste la península Ibérica

(Mediterráneo sur-occidental), tiene una elevada biodiversidad.

Por ser un área submarina singular en el Mediterráneo occidental

(García-Charton & Marcos 2004), y con el fin de proteger los

recursos marinos que se desarrollan en la zona, en 1995 se creó

la Reserva Marina de Interés Pesquero de Cabo de Palos-Islas

Hormigas, comprendiendo un área total de 1934 hectáreas (Fig.

4.1).

La reserva está dividida en dos áreas con figuras de

protección distintas, una zona con protección integral y otra

con protección parcial. La reserva integral, con 270 ha de

superficie, está localizada al entorno de las islas Hormigas, en

este área está prohibida cualquier actividad profesional o

recreativa tanto extractiva como deportiva, salvo la

investigación científica. A su alrededor está situada la reserva

parcial, donde están regulados la pesca artesanal para la flota

basada en el puerto de Cabo Palos y el buceo recreativo. La

- 54 -

pesca recreativa está explícitamente prohibida en toda el área

de la AMP. La reserva marina de Cabo de Palos tiene su gestión

compartida entre la Secretaria General de Pesca Marítima en la

zona de aguas exteriores y la Consejería de Agricultura y Agua

de la Región de Murcia en la zona de aguas interiores (García-

Charton et al. 2010). El área de estudio está limitada por la

zona de actividades de la flota artesanal que tiene como puerto

base el Puerto de Cabo de Palos y permiso para faenar en la

Reserva Marina de Interés Pesquero de Cabo de Palos.

Figura 4.1 Delimitación del área de estudio incluido en el estudio pesquero, con indicación de los límites de la Reserva Marina de Interés Pesquero de Cabo de Palos y la localización del puerto de Cabo de Palos.


2013

- 55 -

4.3.2 Recogida y análisis de datos

Los datos fueran obtenidos a partir de los registros históricos

de capturas declaradas en la lonja de la Cofradía de Pescadores

de Cartagena, de la bibliografía disponible (García 1997,

Esparza-Alaminos 2010) y de los registros oficiales del Servicio

de Pesca Marítima de la Consejería de Agricultura y Agua de la

Región Autónoma de Murcia. Fue posible recoger informaciones

para el período entre los años de 1993 a 2012, excluyendo los

años 1997 y 1998, para los cuales no hay datos disponibles.

Los datos publicados por García (1997) son la única fuente

de información para los años cercanos a la creación de la

Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas, entre 1993-1996

y los datos de entre 1999 y 2009 fueran facilitados por Esparza-

Alaminos (2010). De forma general, el conjunto de datos

proporcionaron informaciones sobre: (1) el nombre del barco, (2)

el nombre común de la especie capturada, (3) la cantidad de

pescado subastado (en kg) en lonja, (4) el valor medio bruto (en

€) de la venta del pescado en lonja y (5) el valor de ingreso

total (€) por cada venta. La lista de embarcaciones con licencia

para pescar en la Reserva Marina de Cabo de Palos fue obtenida

de la legislación vigente (Resolución de 22 de febrero de 2010,

de la Secretaría General del Mar, por la que se actualiza el

censo de embarcaciones autorizadas a ejercer la pesca marítima

profesional en la reserva marina del entorno de Cabo de Palos-

Islas Hormigas). Las características técnicas de las

embarcaciones se han obtenido a partir del censo de

embarcaciones del Ministerio de Agricultura, Alimentación y

Medio disponibles en su sitio web (www.magrama.gob.es), y se han

validado con cuestionarios a los patrones de las embarcaciones.

La captura por unidad de esfuerzo (CPUE) se ha calculado a

través del cociente entre la suma de la captura anual declarada

de la flota de Cabo de Palos y la suma de la potencia de las

embarcaciones en kilovatios (kW). En el cálculo del importe por

unidad de esfuerzo (€PUE) se ha dividido la suma de los importes

de cada año por el total de embarcaciones de Cabo de Palos en

cada año.

No hay registro histórico de los valores de la venta en

lonja para los años anteriores a 2001, por lo que únicamente ha

- 56 -

sido posible obtener la €PUE para el intervalo 2001-2012. Para

el cálculo del €PUE los valores de venta en lonja del pescado

fueran corregidos para valores constantes de 2001 a través de

ajuste por la inflación interanual en la Región de Murcia, cuyos

valores anuales fueron obtenidos por medio del sitio web del

Instituto Nacional de Estadística (www.ine.es).

Los datos fueron analizados mediante regresiones lineales.

En los cálculos de captura e importe se han excluido los

registros de especies que no son capturadas por ningún arte

artesanal pero que son subastadas en la lonja de Cartagena por

las flotas de arrastre, palangre y cerco de altura basadas en el

Puerto de Cartagena. Estas especies son (1) el atún, Thunnus

thynnus (Linnaeus, 1758); (2) el emperador o pez-espada, Xiphias

gladius (Linnaeus, 1758); (3) la gamba roja, Aristeus antennatus

(Risso, 1816); (4) el langostino, Penaeus kerathurus (Forsskål,

1775); (5) la sardina, Sardina pilchardus (Walbaum, 1792); (6)

la alacha, Sardinella aurita (Valenciennes, 1847); y todos los

moluscos con concha.

Asimismo, se describió el cambio en las capturas totales

para las especies positivamente afectadas por la regulación

pesquera en la reserva marina (ver capítulo 1 del presente

informe) y aquéllas más propias de los fondos rocosos del área

protegida: mero, Epinephelus marginatus (Lowe, 1834); gallineta

o cabracho, Scorpaena scrofa (Linnaeus, 1758); dentón, Dentex

dentex (Linnaeus, 1758); corva, Sciaena umbra (Linnaeus, 1758);

sargos, Diplodus spp.; y espetón o barracuda, Sphyraena

viridensis (Cuvier, 1829).

Para la determinación de la distribución del esfuerzo

pesquero fueran realizados encuestas y embarques en la flota de

artesanal de Cabo de Palos entre los meses de mayo y noviembre

de 2013. Las bases cartográficas utilizadas en la creación de

los mapas fueran obtenidas del archivo del Grupo de Ecología y

Hidrología de la Universidad de Murcia. A partir de los puntos

de pesca obtenidos fue estimada la densidad del esfuerzo

pesquero en el área de estudio con la aplicación del cálculo de

Estimación de Densidad Kernel a través de la extensión de

análisis espaciales del software QGIS 2.0. El estimador de

Kernel crea alrededor de cada punto de muestreo un área

circular, dividida en ‘pixels’, que corresponde al radio de


2013

- 57 -

influencia del punto. El valor del resultante de la estimación

es calculado para cada ‘pixel’ a través de la suma de los

valores Kernel superpuestos y divididos por el área del radio de

influencia. La variación en estos valores está representada en

el mapa por variaciones de color, siendo el verde zonas de menor

densidad, naranjas de densidad media y rojas de alta densidad.

En este estudio se ha considerado como radio de influencia la

longitud media de las artes de pesca de la flota de Cabo de

Palos, estimada por Esparza-Alaminos (2010) en 1000 metros.

- 58 -

4.4 Resultados

4.4.1 Distribución espacial del esfuerzo pesquero

en 2013

Las encuestas y embarques para el estudio de la distribución del

esfuerzo pesquero han sido realizadas entre los meses de mayo y

noviembre de 2013. Se han registrado 7 de las 11 distintas artes

de pesca descritas a lo largo del seguimiento de las pesquerías

en el entorno de la reserva marina: trasmallo claro, trasmallo

fino, red de nailon, cadufo, palangre, chirretera y moruna, de

estos el trasmallo claro (61,7%) y el cadufo (14%) representaran

75,7% del esfuerzo total.

Figura 4.2 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero de la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos, considerando todas las artes de pesca juntas.


2013

- 59 -

La mayor densidad del esfuerzo está concentrada (Fig. 4.2)

en la zona sudoeste de la reserva marina, un área donde se

encuentran bajos y praderas de Posidonia oceanica. Las zonas con

intensidad media al norte del límite de la reserva se

distribuyen sobre la isobata de los 15 metros en fondo

recubierto por P. oceanica. Al sur de la reserva marina se

localiza otra zona de esfuerzo alto, en las cercanías de

Calbanque, relacionada con la agregación del esfuerzo de la

pesca con cadufos y trasmallo fino (Fig. 4.2).

El trasmallo claro ha sido el arte más empleado por la

flota artesanal, habiendo estado concentrado su uso durante el

período de estudio en las proximidades de los bajos de Dentro,

Piles y la Testa, es decir dentro de la Reserva Marina de Cabo

de Palos – Islas Hormigas(Fig. 4.3).

Figura 4.3 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con trasmallo claro por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.

- 60 -

La pesca con cadufos, que tiene el pulpo (Octopus

vulgaris) como especie objetivo, ha estado predominantemente

localizada al sur de la reserva marina, a una profundidad

promedio de 25 m (Figura 4.4).

Figura 4.4 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con cadufo por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.

Al igual que el cadufo, el esfuerzo pesquero con trasmallo

fino (Fig. 4.5) también es mayor en las cercanías de Calblanque,

y rara vez ha sido empleado dentro de la reserva marina.


2013

- 61 -

Figura 4.5 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con trasmallo fino por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.

Por su parte, la red de nailon (Fig. 4.6), el palangre

(Fig. 4.7) y la charretera (Fig. 4.8) han sido poco empleadas

durante este año, de modo que los puntos de muestreo están

dispersos en el área de estudio, con lo que la distribución del

esfuerzo no es muy clara en los correspondientes mapas de

distribución. La moruna es un arte empleada solamente por un

barco, y su localización se quedó fija en todo el periodo de

estudio, por lo que su esfuerzo está limitado a un punto

específico – Cala Túnez (Fig. 4.9).

- 62 -

Figura 4.6 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con red de nailon por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.

Figura 4.7 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con palangre por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.


2013

- 63 -

Figura 4.8 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con chirretera por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.

Figura 4.9 Distribución espacial de la densidad del esfuerzo pesquero realizado con moruna por la flota artesanal del puerto de Cabo de Palos en 2013.

- 64 -

4.4.2 Evolución temporal del CPUE y €PUE entre 1993

y 2012

En los últimos veinte años la flota artesanal del Puerto de Cabo

de Palos ha sufrido una drástica disminución en el número de

embarcaciones, pasando de 14 en 1993 a 7 en 2012. Los barcos

artesanales en el año de 2012 tenían, de media, una antigüedad

de 26 años, una eslora total de 8,8 metros y las tripulaciones

compuestas por 2,3 personas (Tabla 4.1). La flota concentra su

esfuerzo casi exclusivamente en las cercanías del puerto de

Cabo de Palos. No obstante, un único barco suele dividir su

esfuerzo entre los caladeros de la zona de Cabo de Palos y la

zona de San Pedro del Pinatar, subastando sus capturas en la

cofradía de la zona en que ha pescado. Esto hace que su

presencia media en los datos de la Cofradía de Cartagena sea

menor que los demás barcos del puerto, sin embargo aun así

mantiene su derecho a explotar los recursos de la reserva

marina.

Tabla 4.1 Resumen de las características técnicas de la flota pesquera artesanal en el año de 2012 del puerto de Cabo de Palos. Se muestran los promedios de cada característica, la desviación estándar (±de) y el número de barcos (N) incluidos en los cálculos.

Características Media ±de N Edad (años) 26 29 7 Eslora total (m) 8,8 1,48 7 Potencia del motor declarada (kW) 39,1 26,09 7 Arquero TRB 4,0 1,66 7 Arqueo GT 4,01 2,30 7 Números de tripulantes por barco 2,3 0,95 7 Días activos de pesca 134 54 7


2013

- 65 -

Entre 1993 y 2012 (excluyendo los años 1997 y 1998, para

los cuales no se tienen datos), la captura total declarada de la

flota artesanal de Cabo de Palos ha sido de 449.972 kg de

pescado, habiéndose observado un incremento de 376% en el total

anual de capturas (Fig. 4.10). Después de la creación de la

reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas, en 1995, hubo

un aumento significativo (R2 = 0,80; p < 0,001) en las capturas,

que pasaron de 6.000 kg en 1995 a 39.951 kg en 2012. En este

período destaca el incremento ocurrido en 2002, año en el cual

por primera vez se alcanzaron los 30.000 kg de pescado, un 118%

más que el año anterior y aproximadamente 22.000 kg más que en

1993.

Figura 4.10 Evolución de las capturas totales declaradas (en kg) por las embarcaciones artesanales de Cabo de Palos entre 1993 y 2012.

- 66 -

Las capturas por unidad de esfuerzo (CPUE) han sufrido un

incremento significativo (R2 = 0,86; p < 0,001) desde 1993 a

2012, pasando de 13 kg/kW a 150 kg/kW (Fig. 4.11). Este

incremento es aún más significativo si se considera que la suma

de las potencias de motores ha disminuido juntamente con el

tamaño de la flota, pasando de 642 kW en 1993 a 265 kW en 2012.

Cabe destacar que hasta en primer año después de la creación de

la reserva, 1993 a 1996, las capturas se mantuvieron estables

(R2 = 0,00; p < 0,1), mientras que en los años posteriores a la

creación de la reserva, 1999 a 2012, las capturas experimentaron

un aumento significativo (R2 = 0,75; p < 0,001). A su vez, las

capturas medias por embarcación pasaron de 600 kg en 1993 a

5.707 kg en 2012, siendo ésta última la mayor captura media en

todo el período estudiado.

Figura 4.11 Evolución de las capturas por unidad de esfuerzo (kg/kW) declaradas por las embarcaciones artesanales de Cabo de Palos entre 1993 y 2012.


2013

- 67 -

Los ingresos económicos obtenidos por la flota artesanal de

Cabo de Palos entre los años 2001 y 2012 suman más 2,8 millones

de euros, que en valores constantes de 2001 ajustados teniendo

en cuenta la inflación interanual en la Región de Murcia, son

2,1 millones de euros (Tabla 4.2), y muestran una tendencia,

aunque estadísticamente no significativa (R2 = 0,15; p = 0,20),

a aumentar con el paso del tiempo. Los ingresos por unidad de

esfuerzo (€PUE) presentan la misma tendencia no significativa de

crecimiento a lo largo de los años (R2 = 0,24; p = 0,10) (Fig.

4.12). Sin embargo, en tres años a partir de 2001, el sexto

después de la creación de la reserva, se registró un aumento por

valor de seis veces la media del primer año, para después

quedarse los ingresos medios anuales por barco fluctuando

alrededor de 25.000 €, a pesar del aumento de las CPUE.

Año Importe ajustado N €PUE

2001 74.173,93 € 10 7.417,39 € 2002 171.959,07 € 9 19.106,56 € 2003 213.056,94 € 7 30.436,71 € 2004 175.017,33 € 7 25.002,48 € 2005 145.947,58 € 7 20.849,65 € 2006 211.470,31 € 8 26.433,79 € 2007 227.309,60 € 8 28.413,70 € 2008 200.024,52 € 8 25.003,06 € 2009 187.484,29 € 8 23.435,54 € 2010 176.658,04 € 7 25.236,86 € 2011 158.181,65 € 7 22.597,38 € 2012 201.930,01 € 7 28.847,14 € Total 2.143.213,26 €

Tabla 4.2 Variación del importe total generado por la flota artesanal de Cabo de Palos entre los años 2001 y 2012, en valores constantes de 2001 ajustados por la inflación interanual de la Región de Murcia, y de los importes por unidad de esfuerzo (€PUE) (en ingresos medios por barco).

- 68 -

Figura 4.12 Evolución de los importes (en €) por unidad de esfuerzo (ingresos por barco) de los barcos de Cabo de Palos entre 2001 y 2012 en valores constantes de 2001 ajustados por la inflación interanual de la Región de Murcia.

Analizando la variación interanual de biomasa declarada, se

percibe un incremento en las capturas de las especies objetivo y

una disminución del conjunto de especies no objetivo. Las cinco

especies más abundantes sumadas representaban en 1999 un 8% del

total de las capturas, sin embargo en el año 2012 pasan a

representar un 42%. Por su parte, la categoría ‘morralla’ pasó

de representar un 36% de las capturas en 1999, a un 5% en 2012.


2013

- 69 -

Figura 4.13 Variación anual de la biomasa (kg) declarada de las seis especies más capturadas por la flota artesanal de Cabo de Palos entre años de 1999 y 2012.

Las especies objetivo tienen aún más importancia en

relación a los ingresos generados por las capturas. Incluso no

siendo las especies más capturadas al inicio de la serie

histórica de datos, las especies objetivo ya representaban la

principal fuente de ingresos para la flota. De los más de 74.000

euros generados por las capturas en el año 2001, un 55% provino

de cinco especies objetivo: chanquete (A. minuta, 29%), lecha

(Seriola dumerili, 11%), gallineta (Scorpaena scrofa, 7%),

dentón (Dentex dentex, 4%) y salmonete (Mullus spp., 4%); en

2012 las mismas especies tuvieron una importancia aún mayor,

representando el 63% de los ingresos totales, correspondiendo el

21%, 11%, 9%, 9% y 12% a cada especie respectivamente. Sin

embargo, los ingresos generados por la captura de morralla

fueron un 13% en 2001 y un 2% en 2012, estos valores se explican

porque este grupo representó el 22% de la biomasa total en 2001

y apenas un 5% en 2012.

- 70 -

Especies TOTAL Especies TOTAL

Anguilla anguilla 783,00 Pagellus spp. 3.732,84

Aphia minuta 42.280,29 Pagrus pagrus 673,40

Atherina spp. 6.714,88 Palinurus spp. 1.023,95

Auxis spp. 2.595,85 Parapristipoma octolineatum 576,80

Boops boops 322,60 Phycis spp. 2.877,70

Campogramma glaycos 666,74 Plectorhinchus mediterraneus 255,90

Chelon labrosus 418,35 Polyprion americanus 457,80

Citharus linguatula 15,80 Pomatomus saltator 191,75

Conger conger 11.577,34 Psetta máxima 91,00

Coryphaena hippurus 535,15 Rajiformes* 8.456,00

Crangon spp. 30,15 Sarda sarda 3.593,65

Dactylopterus volitans 410,70 Sarpa salpa 675,30

Dasyatis pastinaca 1.232,40 Sciaena umbra 18.461,92

Dentex dentex 19.953,55 Scomber japonicus 144,85

Dentex spp. 188,70 Scomber scombrus 559,80

Dicentrarchus labrax 947,90 Scorpaena scrofa 12.661,27

Diplodus spp. 14.510,72 Scorpaena spp. 12.305,56

Engraulis encrasicholus 59,00 Scyliorhinus canicula 174,05

Epinephelus costae 219,14 Scyllarides ocellatus 24,15

Epinephelus marginatus 2.688,64 Sepia officinalis 7.574,49

Euthynnus alletteratus 10.293,64 Seriola dumerili 42.074,82

Helicolenus dactylopterus 49,90 Serranus spp. 1.214,14

Homarus gammarus 194,49 Solea spp. 516,55

Labrus spp. 513,10 Sparus aurata 5.170,82

Lepidorhombus spp. 248,55 Sphyraena spp. 5.891,70

Liocarcinus depurator 16,70 Spicara smaris 1.280,50

Lithognathus mormyrus 6.000,20 Spondyliosoma cantharus 457,85

Liza aurata 1.627,65 Sprattus sprattus 11,00

Loligo vulgaris 700,74 Squaliformes* 4.394,54

Lophius piscatorius 3.860,70 Thunnus alalunga 77,60

Merluccius merluccius 1.458,80 Todarodes sagittatus 110,95

Morralla* 43.359,82 Trachinotus ovatus 5.057,18

Mullus spp. 35.098,98 Trachinus draco 131,89

Muraena spp. 620,70 Trachurus spp. 1.499,44

Murex spp. 77,15 Trichiurus lepturus 4.409,00

Mustelus mustelus 835,05 Trigla spp. 1.089,95

Myliobatis aquila 5.244,53 Trisopterus minutus 1,70

Nephrops norvegicus 146,50 Trisopterus spp. 49,30

Oblada melanura 134,15 Uranoscopus scaber 399,50

Octopus vulgaris 35.727,65 Zeus faber 229,05

Pagellus erythrinus 19.033,85

Tabla 4.3 Listado de especies y biomasa total capturada, en kg, por la flota artesanal de Cabo de Palos entre los años 1999 y 2012, donde (*) representa un grupo de especies.


2013

- 71 -

Cuando se examina la evolución de las capturas totales de

las especies directamente afectadas por la protección pesquera

ejercida por la reserva marina, se observa que el dentón (D.

dentex), los sargos (Diplodus spp.) y los espetones (Sphyraena

viridensis), y en menor medida los meros (Epinephelus

marginatus) y las corvas (Sciaena umbra) presentan una tendencia

clara al aumento de capturas a lo largo del tiempo (Fig. 4.14).

Por su parte, las gallinetas (Scorpaena scrofa) presentan un

comportamiento más irregular, sin que haya una tendencia clara

al aumento en sus capturas, aunque sí algunos años especialmente

favorables (Fig. 4.14). Sin embargo, en casi todos los casos es

notable un descenso en las capturas durante los últimos años

examinados, lo cual también es evidente en la suma de capturas

de estas especies emblemáticas (Fig. 4.15).

Figura 4.14 Variación anual de la biomasa (kg) declarada de las seis especies más relacionadas con los efectos de la reserva marina por la flota artesanal de Cabo de Palos entre años de 1999 y 2012.

Dentex dentex

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500Diplodus spp.

0

500

1000

1500

2000

2500

Sciaena umbra

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

Scorpaena scrofa

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

Epinephelus spp.

0

100

200

300

400

500

600

700

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

Sphyraena viridensis

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

Ca

ptu

ras

(kg

)

- 72 -

Figura 4.15 Variación anual entre 1999 y 2012 de la suma de la biomasa (kg) declarada de las seis especies más relacionadas con los efectos de la reserva marina por la flota artesanal de Cabo de Palos (ver Fig. 4.14 para la identidad de esa especies).

La evolución temporal de los valores de CPUE para estas

mismas especies es prácticamente la misma que la observada para

las capturas brutas (Fig. 4.16), al igual que ocurre con los

valores de €PUE.

Figura 4.16 Variación anual entre años de 1999 y 2012 de la captura por unidad de esfuerzo (CPUE, en kg kW-1) declarada de las seis especies más relacionadas con los efectos de la reserva marina por la flota artesanal de Cabo de Palos.

Ca

ptu

ras

(kg

)

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

Dentex dentex

0

2

4

6

8

10

12

Diplodus spp.

0

2

4

6

8

Sciaena umbra

0

5

10

15

20

25

Scorpaena scrofa

0

2

4

6

8

Epinephelus spp.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012


0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

1999200020012002200320042005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

Dentex dentex

0

2

4

6

8

10

12

Diplodus spp.

0

2

4

6

8

Sciaena umbra

0

5

10

15

20

25

Scorpaena scrofa

0

2

4

6

8

Epinephelus spp.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012


0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

1999200020012002200320042005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

CP

UE

(k

g k

W-1

)


2013

- 73 -

4.5 Discusión

El presente estudio tiene como objetivo describir la evolución

temporal y evaluar el efecto de la creación de la reserva marina

de Cabo de Palos-Islas Hormigas en las capturas e ingresos

económicos de la flota artesanal que utiliza el área protegida y

sus aledaños como zona de pesca. Nuestros resultados muestran,

como resultado general más reseñable, que ha habido un aumento

significativo en las tasas de captura y en los ingresos totales

de la flota artesanal local a lo largo de los años, aunque los

ingresos por barco, tras un aumento inicial, se han estabilizado

alrededor de 25.000 euros. Sin embargo, gran parte de las

especies objetivo que han experimentado un mayor aumento, tales

como chanquete, salmonete o pulpo, no pueden relacionarse

directamente con los efectos de la reserva marina. El aumento en

las capturas de otras especies objetivo, como dentones, meros,

corvas, espetones y sargos, en cambio, sí son achacables a un

efecto positivo de la reserva marina, mientras que para otras

las capturas han sido más irregulares (caso de las gallinetas).

Ello ha determinado un aumento de las capturas del conjunto de

especies favorecidas por las medidas pesqueras en la reserva.

Asimismo, es notable una disminución de dichas capturas de

especies objeto de las medidas de protección durante los últimos

años, y especialmente en 2011 y 2012.

Los efectos positivos de las AMPs en las pesquerías locales

ya han sido encontrados en otras reservas marinas en el

Mediterráneo (Goñi et al. 2008, Stelzenmüller et al. 2008,

Forcada et al. 2009, Guidetti & Claudet 2009, Vandeperre et al.

2011). Así, en general las capturas por unidad de esfuerzo son

aproximadamente 12 veces mayores y los ingresos anuales por cada

barco más de cuatro veces mayores que los valores de los años

anteriores a protección. De este modo, las AMPs se han mostrado

como una importante herramienta de gestión (Gell & Roberts 2003,

Fenberg et al. 2012) en el intento de mantener la actividad

pesquera (Roberts et al. 2001), de impedir el colapso de los

‘stocks’ pesqueros (Myers & Worm 2003; Claudet et al. 2010) y de

conservar la biodiversidad (Guidetti 2006, Beddington et al.

2007, McCay et al. 2011).

- 74 -

Sin embargo, para que alcancen sus objetivos las reservas

marinas necesitan ser adecuadamente vigiladas y gestionadas (Di

Franco et al. 2009, Guidetti et al. 2008, 2010). La posible

existencia de furtivismo en Cabo de Palos por pescadores pseudo-

profesionales (es decir, personas que, utilizando métodos

deportivos, como arpones, capturan ilegalmente determinadas

especies en la reserva marina) puede explicar las disminuciones

de capturas durante los últimos años. Otra posible causa de

dicha disminución de capturas podría ser las interferencias con

el buceo recreativo en los mismos lugares utilizados para la

pesca artesanal (bajos de Piles y Dentro), cuestión ésta que

merece ser investigada con mayor detalle.

El mayor incremento en los valores de biomasa capturada ha

ocurrido entre los años 2001 y 2002, con un aumento de 118% en

la tasa de captura, periodo en que el modelo teórico propuesto

por Pérez-Ruzafa et al. (2008) sugería una estabilización en el

efecto de protección (Russ & Alcala 2010), estimado en 3-5 años

tras la implantación de la reserva. Sin embargo, otros factores

pueden influenciar el incremento de las tasas de captura

(Kellner et al. 2007, Merino et al. 2009). La flota artesanal de

Cabo de Palos tiene una heterogeneidad tanto en su dinámica

temporal como en su distribución espacial (Esparza-Alaminos

2010), así como otras flotas artesanales (Berthou et al. 2005,

Tzanatos 2006, Stelzenmüller et al. 2008, Forcada et al. 2010).

Eligiendo el arte y el caladero, el pescador puede hacer frente

las variaciones ambientales y comerciales, así como a periodos

de veda y regulaciones pesqueras (Esparza-Alaminos 2010). El

pescador basa su elección del caladero en sus conocimientos

sobre la biología de los peces, las características del hábitat,

las condiciones climatológicas y por el conocimiento tradicional

(Wilcox & Pomeroy 2003, Merino et al. 2009). No obstante, la

creación de un AMP es un factor importante en la elección del

caladero y de agregación de la CPUE (Halpern et al. 2004), por

limitar el uso de otras áreas o artes, o bien por generar una

expectativa de incremento de las capturas y importes (Murawski

et al. 2004, Goñi et al. 2008, Forcada et al. 2010, Esparza-

Alaminos 2010).

También han tenido lugar diferencias en la composición de

la captura en el periodo estudiado. Las especies objetivo de las


2013

- 75 -

artes pesqueras utilizadas fueron progresivamente aumentando su

abundancia a lo largo del tiempo, convirtiéndose en la principal

fuente de biomasa; sin embargo, únicamente en algunos casos

(espetones, sargos, dentones, meros y corvas) este aumento puede

ser debido a un mecanismo de exportación de biomasa de la

reserva hacia las áreas en las que la pesca está permitida

(Claudet et al. 2008, 2010, Esparza-Alaminos 2010) como se ha

visto en otras reservas marinas (Wilcox & Pomeroy 2003, Willis

et al. 2003, Abesamis et al. 2005, Murawski et al. 2005,

Stelzenmüller et al. 2007, Stobart et al. 2009, Forcada et al.

2009, Amargós et al. 2010, Goñi et al. 2010). Este

“desbordamiento” de biomasa hacia el exterior de la reserva se

ve favorecido en función de la estructura y distribución

espacial de los hábitats de la zona (Stelzenmüller et al. 2007,

Goñi et al. 2008, Forcada et al. 2009). El incremento en la

abundancia y/o biomasa de dichas especies indica que la reserva

marina de Cabo de Palos está contribuyendo a la recuperación de

especies altamente explotadas (Myers & Worm 2003, Unsworth et

al. 2007) y recuperando la estructura de la comunidad de peces

(McClanahan et al. 2007).

Por otra parte, se ha detectado una influencia de la

presencia de la reserva marina en la distribución del esfuerzo

pesquero, tal y como se ejemplifica en los datos

correspondientes al año 2013, en el que estuvo concentrado en el

interior o al borde de la reserva marina y vinculado a fondos de

elevada diversidad, principalmente relacionadas a presencia de

praderas bien desarrolladas de P. oceanica. Otro factor que ha

influido en la distribución espacial es el trasmallo claro, que

ha sido el arte de pesca más utilizado. Las características de

esta modalidad hacen que los pescadores busquen fondos y

profundidades específicas, que son precisamente las encontradas

en el área de la reserva marina (bajos rocosos) que difícilmente

se encuentran fuera de ella. Con ello, habría que estudiar las

motivaciones que llevan, en última instancia, a los pescadores a

seguir determinadas tácticas y estrategias de pesca a la hora de

utilizar dichos caladeros

Estos resultados muestran, para el caso de algunas

especies, el efecto positivo de las reservas marinas en las

pesquerías locales (Vandeperre et al. 2011). La flota artesanal

- 76 -

que faena en la reserva parcial y en el entorno de la Reserva

Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas ha visto un aumento en

sus capturas, mientras las demás pesquerías de la región no

asociadas a ninguna área protegida muestran una tendencia a

disminuir (Esparza-Alaminos 2010). Aunque algunos estudios

afirman que las zonas de reserva parcial pueden ser

perjudiciales para protección de los peces (Claudet et al. 2008)

y que las reservas parciales no son eficaces, debiéndose centrar

los esfuerzos de protección en la creación de reservas

integrales (‘no-take zones’) (Denny & Babcock 2004), nuestro

estudio apunta a que las zonas con protección parcial pueden ser

beneficiosas para las pesquerías. Sin embargo, se podrían

obtener mejores resultados si se implementaran planes de co-

gestión integrando a los pescadores y científicos, además de los

gestores (Guidetti & Claudet 2010; Hogg et al. 2013).

A pesar de los efectos sobre las pesquerías, históricamente

las AMPs son creadas para proteger la biodiversidad, los

hábitats prístinos y para el incremento del turismo (Holland et

al. 1996, Abdulla et al. 2008, Russ & Alcala 2010). De este modo

generan beneficios más allá de los pesqueros, contribuyendo al

desarrollo económico de las comunidades costeras cercanas

(Boncoeur et al. 2002, Roncin et al. 2008). La reserva marina de

Cabo de Palos-Islas Hormigas también cumple este papel,

promoviendo la protección de las praderas de fanerógamas marinas

e incrementando el turismo subacuático, extendiendo así los

beneficios a toda la comunidad (García-Charton et al. 2005,

2006, 2007, 2008, 2009, 2010). Sumado a esto, el sector pesquero

también se beneficia económicamente, una vez que el aumento de

los valores de venta del pescado y del €PUE generados por la

flota artesanal están directamente ligados al efecto de

protección, dado que ésta tiende a aumentar la abundancia, el

tamaño y biomasa de los peces (Barrett et al. 2007) y

consecuentemente la calidad y el valor la pesca (Guyader et al.

2013, Maynou et al. 2013). Sin embargo, nuestra observación de

que los ingresos económicos generados por la pesca declarada en

lonja no han aumentado significativamente tras un fuerte

incremento inicial, pese a que las capturas sí que han seguido

aumentando, merece ser explorada en más detalle. Ello es una

indicación de que la rentabilidad de las pesquerías en un AMP

está vinculada a los planes de gestión y comercialización, los


2013

- 77 -

cuales deberían ser más sensibles a las realidades locales,

promoviendo la participación activa de pescadores, científicos y

demás usuarios de los recursos (Florido 2008), y pudiendo así

fortalecer social y comercialmente a las comunidades costeras a

la vez que se está preservando la herencia cultural asociada a

las pesquerías (Salas & Gaertner 2004). Sin embargo, debido a la

complejidad de las relaciones entre un área marina protegida y

sus diversos usuarios, la biodiversidad y los órganos de

gestión, aún se necesita mejorar el conocimiento sobre factores

como el diseño, el tamaño y los planes de uso para optimizar las

AMPs como herramientas de gestión (García-Charton et al. 2008).

- 78 -


2013

- 79 -

55 Conclusiones

5.1 Poblamiento de peces de fondos rocosos

� El poblamiento de peces muestra una recuperación de sus

efectivos numéricos, que parecía haber disminuido (al menos

en lo que se refiere a los meros) durante los últimos años,

como consecuencia, posiblemente, de un aumento de la presión

por furtivos ocurrido durante los últimos años, sobre todo en

la reserva integral y el bajo de Fuera. Parece que las

medidas de vigilancia se han reajustado y han conseguido

limitar (aunque posiblemente no erradicar) la presión por

furtivos en la reserva marina.

� Las especies de peces más favorecidas por las medidas de

protección son meros, dentones, corvas, sargos reales y

espetones. Estas especies han visto aumentar sus abundancias,

aunque en los últimos años este aumento se ha ido atenuando.

Se hace necesario establecer si esta dinámica temporal

responde a que las poblaciones de peces se están acercando a

la capacidad de carga del hábitat (tras casi 20 años de

protección), o bien se trata de una respuesta a la presión

por furtivismo.

� Estas especies tienen unos hábitos tróficos macrocarnívoros,

favoreciéndose de este modo una recuperación del

compartimento de depredadores apicales, propia de las

comunidades marinas mejor conservadas.

� La estructura del hábitat rocoso determina parte de las

diferencias espaciales y temporales observadas, con especies

como raspallones, salmonetes y pequeños lábridos que son más

abundantes en la parte más costera de la reserva.

� La abundancia media de las tres especies de meros obtenidas

en el verano de 2013 no han coincidido en las dos ocasiones

en los que se han muestreado, una en junio-julio (censos

específicos de meros) y otra entre agosto y octubre (censos

de peces incluyendo todo el poblamiento observable), a pesar

- 80 -

de haberse utilizado la misma técnica de censo visual con

escafandra autónoma (transectos de 50×5 m2). Se proponen dos

posibles causas de este hecho: respuesta a anomalías en el

calentamiento estival del agua, y variabilidad temporal a

escala de días o semanas, que el muestreo aplicado no sería

capaz de absorber. Se hace necesario afinar en las técnicas

de censo visual a aplicar, con el fin de acceder a una

fracción representativa de las poblaciones presentes en la

reserva marina.

5.2 Impacto del submarinismo recreativo

� El presente estudio, unido a resultados de estudios

anteriores, nos indican que, aun no siendo de gran magnitud,

son detectables diversas señales de que la actividad

subacuática recreativa está ejerciendo cierto efecto erosivo

sobre los fondos de la reserva:

- La especie utilizada como indicadora de impacto del

submarinismo en la reserva marina (el briozoo Myriapora

truncata, o falso coral) es 5,6 veces más densa en la

reserva integral que en los bajos en los que se practica

el buceo recreativo.

- Estudios anteriores no han mostrado efectos tan

evidentes, aunque señales más tenues de una posible

influencia (sin poderse establecer claramente una

relación causa-efecto) han sido una mayor proporción de

fondo desprovisto de cobertura algal, menor densidad de

otras especies frágiles – esponjas, cnidarios, etc.,

mayor proporción de gorgonias tumbadas, y mayor densidad

de erizos comestibles – Paracentrotus lividus en los

bajos en los que se bucea en comparación con la reserva

integral.

- Estudios experimentales demostraron que el paso

continuado de buceadores sobre parcelas marcadas ejerce

un efecto erosivo sobre algas y determinados

invertebrados bentónicos, entre los que se cuenta el

falso coral, así como una resuspensión del sedimento

depositado sobre el sustrato rocoso.


2013

- 81 -

� Aunque dichos impactos no son de gran magnitud, sí

constituyen una señal temprana (‘early-warning’) de que la

actividad subacuática practicada actualmente es capaz de

ejercer cambios detectables en diversas características de

los fondos de la reserva marina. Ante la posibilidad más que

probable de que la relación entre perturbación y respuesta de

los fondos de la reserva marina no sea lineal, sino abrupta e

incluso discontinua (histéresis) (García-Charton et al.

2008), la mejor estrategia de gestión para mantener y

garantizar el estado de salud del ecosistema en la reserva

marina consiste en mantener los niveles de perturbación (sea

natural – p. ej. densidad de erizos, o antrópica – intensidad

de uso público por el submarinismo recreativo) alejados del

punto crítico de bifurcación. Ante la imposibilidad actual de

conocer dicho punto crítico, y apelando al Principio de

Incertidumbre, creemos imprescindible limitar en lo posible

ulteriores incrementos en el número de inmersiones

permisibles en la reserva marina.

� De lo anterior, se impone, en nuestra opinión, la necesidad

de establecer límite al número de inmersiones en la reserva

marina. Dicha limitación tendría que marcarse, con carácter

precautorio, lo más cerca posible de los niveles actuales de

frecuentación por buceadores, estimados, a falta de datos

oficiales, en unas 36.000 inmersiones anuales.

� El establecimiento de cupos al buceo es un problema de

gestión, cuyo principal objetivo sea promover la

compatibilidad de usos de la reserva, principalmente entre el

buceo recreativo y la pesca artesanal. Para dicha gestión,

las administraciones competentes deberían establecer

mecanismos participativos y de autorregulación del propio

sector, siguiendo esquemas de co-gestión, en los que se

satisfagan las expectativas y condicionantes de los sectores

implicados en la explotación de la reserva marina (centros de

buceo, pero también pescadores artesanales), con base en la

mejor información ecológica disponible. Además, dichos

mecanismos de co-gestión han de ser adaptativos, en un ciclo

de planificación-acción-evaluación-adaptación en el que los

resultados del seguimiento científico jueguen un papel

central (Fig. 5.1).

- 82 -

� El cupo anual, a establecer mediante un mecanismo

participativo, y revisable (con una periodicidad por decidir)

siguiendo esquemas adaptativos, tendrá que ir acompañado de

otras medidas de gestión del buceo recreativo. En pasados

informes se desarrollaban una serie de posibles medidas, que

reiteramos como aconsejables para minimizar los efectos que

el control y limitación del número de inmersiones en la

reserva marina pudieran tener sobre el sector:

Figura 5.1 Ciclo de gestión adaptativa, aplicable al establecimiento de medidas de regulación del buceo recreativo en la reserva marina. La periodicidad del ciclo podría ser anual o bianual.

- reparto espacio-temporal de la presión de buceo: cupos

semanales y/o mensuales, límite al número de

embarcaciones por boya y al número de submarinistas por

embarcación, etc.;

- obligación de realizar ‘briefings’ previos a la

inmersión, en los que se realicen recomendaciones y

orientaciones para minimizar el impacto individual de

los buceadores;

- obligatoriedad de llevar guías de las inmersiones, ya

que se ha demostrado que su presencia reduce el efecto

planificaciónplanificaciónplanificaciónplanificaciónobjetivosobjetivosobjetivosobjetivos

estrategiaestrategiaestrategiaestrategia

medidasmedidasmedidasmedidas

acciónacciónacciónacción

implementaciónimplementaciónimplementaciónimplementación

seguimientoseguimientoseguimientoseguimiento

acciónacciónacciónacción

implementaciónimplementaciónimplementaciónimplementación

seguimientoseguimientoseguimientoseguimiento

adaptaciónadaptaciónadaptaciónadaptación

evaluaciónevaluaciónevaluaciónevaluación

análisisanálisisanálisisanálisis

comunicacióncomunicacióncomunicacióncomunicación

evaluaciónevaluaciónevaluaciónevaluación

análisisanálisisanálisisanálisis

comunicacióncomunicacióncomunicacióncomunicación


2013

- 83 -

erosivo de los buceadores, por su acción de control, o

por simple imitación de un desenvolvimiento adecuado

bajo el agua; para facilitar dicha tarea, se propone la

organización de cursos oficiales de eco-guía y la

edición de materiales divulgativos;

- oferta de puntos alternativos de buceo: itinerarios

submarinos, promoción de puntos de buceo fuera de la

reserva marina, arrecifes artificiales, pecios, etc.;

- organización de actividades de voluntariado científico,

utilizable incluso para complementar las tareas de

muestreo para el seguimiento de los efectos de la

reserva marina;

- edición de un manual de buenas prácticas subacuáticas;

- cobro de eco-tasas a los buceadores (sean éstos clientes

de centros de buceo o no), para contribuir a la

sostenibilidad económica de la reserva marina y/o a la

rentabilidad de la actividad para los centros de buceo;

- desarrollo de una eco-marca (fuente de prestigio y

reconocimiento) ‘Reserva marina de Cabo de Palos – Islas

Hormigas’, cuya adhesión exija la firma de convenios

específicos entre centros de buceo y la administración

de la reserva, sujetos al cumplimiento de una serie de

normas auto-impuestas orientadas a la sostenibilidad de

la reserva marina.

5.3 Pesca artesanal

� Los datos plurianuales indican que tanto las capturas totales

como las capturas por unidad de esfuerzo de las unidades de

pesca artesanal autorizadas a faenar en la reserva marina han

aumentado significativamente desde antes del establecimiento

de las medidas de protección. � Gran parte de esos aumentos, sin embargo, no son achacables

directamente a los efectos de la reserva marina, pues

descansan en el aumento en las capturas de especies objetivo

de las artes utilizadas que no se benefician directamente de

- 84 -

las medidas de protección (caso de chanquete, salmonete y

pulpo). � Otras especies (dentón, sargo, espetón, meros, corvas) que

han visto aumentar sus capturas sí pueden estar relacionadas

directamente con el éxito de las medidas de protección,

consistentes en un aumento de sus abundancias y biomasas (a

tenor de los datos obtenidos con métodos independientes de la

pesca – censos visuales en inmersión con escafandra

autónoma), y la exportación de sus efectivos desde la reserva

integral hacia la reserva parcial, y desde ésta a los fondos

exteriores a la reserva marina. � La consideración conjunta de las especies anteriores

asociadas a la reserva marina, más la gallineta (cuyas

abundancias han podido aumentar en la reserva marina, aunque

los censos visuales no están especialmente adaptados a su

control debido a sus características crípticas y miméticas),

como especies más preciadas por la pesca artesanal en las

zonas rocosas, determina una tendencia al aumento en la

biomasa capturada. Sin embargo, durante los dos últimos años

(2011 y 2012) se ha observado una disminución de dichas

capturas totales. Esta disminución puede tener su origen en

dos causas no excluyentes: aumento del furtivismo en la

reserva marina, e interferencia entre pesca y turismo

subacuático en los pocos lugares en los que ambas actividades

se pueden realizar (bajos rocosos). � Los ingresos obtenidos en lonja por la flota pesquera

artesanal de Cabo de Palos experimentó un aumento inicial,

pero desde hace varios años los ingresos por barco, aunque

fluctuantes, se mantienen constantes, y ello a pesar de los

aumentos registrados en las capturas por unidad de esfuerzo. � Se proponen las siguientes medidas de gestión de la pesca

artesanal en y alrededor de la reserva marina:

- erradicar la pesca furtiva, mejorando los mecanismos de

vigilancia y control del furtivismo en la reserva

marina;

- mejorar las estadísticas y los mecanismos de validación

de los datos pesqueros, para aumentar su utilidad en la

evaluación y gestión del sector;


2013

- 85 -

- fomentar la “marca” del pescado de la reserva marina

(eco-etiqueta, ferias gastronómicas, campañas de

sensibilización, etc.);

- organizar actividades que mejoren el conocimiento del

sector por parte del gran público (artes de pesca,

especies, organización de la pesca, etc.);

- mejorar los circuitos y mecanismos de comercialización,

con el fin de mejorar el rendimiento económico de la

pesca, eliminando intermediarios;

- explorar mecanismos de diversificación del sector, con

fomento de actividades alternativas (p. ej.: pesca-

turismo, visitas guiadas, etc.);

- junto con la continuación de los seguimientos de captura

y esfuerzo, iniciar estudios específicos de los

siguientes aspectos de la pesca artesanal en la reserva:

(1) factores que influyen en las tácticas y estrategias

pesqueras y la distribución del esfuerzo pesquero, (2)

diagnóstico y mejora de los circuitos y mecanismos de

comercialización y puesta en valor de los productos de

la pesca artesanal en la reserva marina, (3) exploración

de alternativas a la pesca por parte del sector

pesquero: pesca-turismo, visitas guiadas, etc.;

- fomentar la compatibilidad entre usos en la reserva

marina (principalmente entre pesca artesanal y turismo

subacuático), arbitrando los mecanismos de participación

pública y co-manejo siguiendo esquemas adaptativos (ver

apartado anterior, referido a los cupos de buceo).

- 86 -


2013

- 87 -

66 Bibliografía

Abdulla A, Gomei M, Maison E, Piante C. (2008) Status of Marine Protected Areas in the Mediterranean Sea. IUCN-Málaga and WWF-France. 152 pp.

Abesamis RA, Russ GR (2005) Density-dependent spillover from a Marine reserve: long term evidence. Ecological Applications, 15: 1798-1812.

Amargós F, Sansón GG, Castillo AJ, Fernández AZ, Blanco FM (2010) An experiment of fish spillover from a marine reserve in Cuba. Environmental Biology of Fishes 87: 363-372.

Anderson MJ, Gorley RN, Clarke KR (2008) PERMANOVA+ for PRIMER: Guide to software and statistical methods. Primer-e, Plymouth, UK.

Barker NHL, Roberts C (2004) Scuba diver behaviour and the management of diving impacts on coral reefs. Biological Conservation 120: 481-489.

Barrett NS, Edgar GE, Buxton CD, Haddon M (2007) Changes in fish assemblages following 10 years of protection in Tasmanian marine protected áreas. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 345:141-157.

Battaglia P, Romeo T, Consoli P, Scotti G, Andaloro F (2010) Characterization of the artisanal fishery and its socio-economic aspects in the central Mediterranean Sea (Aeolian Islands, Italy). Fisheries Research, 112:87–97.

Baum JK, Worm B (2009) Cascading top-down effects of changing oceanic predator abundances. Journal of Animal Ecology 78: 699-714.

Beddington JRB, Agnew J, Clark CW (2007) Current problems in the management of marine fisheries. Science 316: 1713-1716.

Berning B (2007) The Mediterranean bryozoan Myriapora truncata (Pallas, 1766): a potential indicator of (palaeo-) environmental conditions. Lethaia 40: 221-232.

Berthou P, Daurès F, Demaneche S (2005) Some considerations about small-scale coastal fisheries in Europe. Workshop on Small-Scale Fisheries, 12–16th September. Kavala, Greece.

Boncoeur J, Alban F, Guyader O, Thébaund O (2002) Fish, fishers, seals and tourists: economic consequences of creating a marine reserve in a multi-species, multi-activity context. Natural Resources Modelling 15: 387-411.

Calvisi G, Pais M, Floris A (2003) Un metodo di valutazione dell’impacto dell’attività subacquea in un’area marina protteta sarda. Biologia Marina Mediterranea 10: 503-505.

- 88 -

Canu F, Bassler RF (1925) Les bryozoaires du Maroc et de Mauritanie. Mém Soc Sci Nat Maroc 18: 1-85.

Chuenpagdee R, Pascual-Fernández JJ, Szeliánszky E, Alegret JL, Fraga J, Jentoft S (2013) Marine protected areas: Re-thinking their inception. Marine Policy 39: 234-240.

Claudet J, García-Charton JA, Lenfant P (2011) Combined effects of levels of protection and environmental variables at different spatial resolutions on fish assemblages in a marine protected area. Conservation Biology 25: 105-114.

Claudet J, Osenberg CW, Benedetti-Cecchi L, Domenici P, García-Charton JA, Pérez- Ruzafa A, Badalamenti F, Bayle-Sempere J, Brito A, Bulleri F, Culioli JM, Dimech M, Falcón JM, Guala I, Milazzo M, Sánchez-Meca J, Somerfield PJ, Stobart B, Vandeperre F, Valle C, Planes S (2008) Marine reserves: size and age do matter. Ecology Letters 11: 481–489.

Claudet J, Osenberg CW, Domenici P, Badalamenti, M, Falcón, JM, Bertocci, I, Benedetti-Cecchi, L, García-Charton JA, Goñi, R, Borg JA, Forcada A, De Lucia GA, Pérez-Ruzafa A, Afonso P, Brito A, Guala I, Le Diréach L, Sánchez-Jerez P, Somerfield PJ, Planes S (2010) Marine reserves: fish life history and ecological traits matter. Ecological Applications 20: 830-839.

Coll M, Piroddi C, Albouy C, Lasram FBR, Cheung WWL, Christensen V, Karpouzi VS, Guilhaumon F, Mouillot D, Paleczny M, Palomares ML, Steenbeek J, Trujillo P, Watson R, Pauly D (2012) The Mediterranean Sea under siege: spatial overlap between marine biodiversity, cumulative threats and marine reserves. Global Ecology and Biogeography 21: 465-480.

Colloca F, Crespi V, Cerasi S, Coppola S (2004) Structure and evolution of the artisanal fishery in a southern Italian coastal area. Fisheries Research, 69 (3):359–369.

Coma R, Pola E, Ribes M, Zabala M (2004) Long-term assessment of temperate octocoral mortality patterns, protected vs. unprotected areas. Ecological Applications 14: 1466-1478.

Cornish A, Harmelin-Vivien ML (2004) Epinephelus marginatus. IUCN 2010. IUCN Red List of Threatened Species. Version 3.1. www.iucnredlist.org.

Crilly R, Esteban A (2013) Small versus large-scale, multi-fleet fisheries: The case for economic, social and environmental access criteria in European fisheries. Marine Policy 37: 20-27.

Cullis-Suzuki S, Pauly D (2010) Marine protected area costs as “beneficial” fisheries subsidies: a global evaluation. Coastal Management 38: 113-121.

Davis D, Tisdell C (1996) Economic management of recreational scuba diving and the environment. Journal Environmental Management 48: 229-248.


2013

- 89 -

De Santo EM (2013) Missing marine protected area (MPA) targets: How the push for quantity over quality undermines sustainability and social justice. Journal of Environmental Management 124: 137–146.

Dearden P, Bennett M, Rollins R (2007) Perceptions of diving impacts and implications for reef conservation. Coastal Management 35: 305-317.

Denny CM, Babcock RC (2004) Do partial marine reserves protect reef fish assemblages? Biological Conservation 116:119-129.

Di Franco A, Bussotti S, Navone A, Panzalis P, Guidetti P (2009) Evaluating effects of total and partial restrictions to fishing on Mediterranean rocky-reef fish assemblages. Marine Ecology Progress Series 387: 275-285.

Esparza-Alaminos O (2010) Estudio de la pesca artesanal en el entorno de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas. Estrategias de pesca, efecto de la protección y propuestas para la gestión. Tesis doctoral, Universidad de Murcia. 227 pp.

FAO (2011) Review of the state of world marine fishery resources. FAO Fisheries and Aquaculture Technical Paper No. 569. Rome, Italy. 344 pp.

FAO (2012) The state of world fisheries and Aquaculture. 209 pp. Fenberg PB, Caselle JE, Claudet J, Clemence M, Gaines SD,

García-Charton JA, Gonçalves EJ, Grorud-Colvert K, Guidetti P, Jenkins SR, Jones PJS, Lester SE, McAllen R, Moland E, Planes S, Sørensen T (2012) The science of European marine reserves: Status, efficacy, and future needs. Marine Policy 36: 1012–1021.

Ferretti C, Magnino G, Balduzzi A (2007) Morphology of the larva and ancestrula of Myriapora truncata (Bryozoa, Cheilostomatida), Italian Journal of Zoology, 74: 341-350.

Florido D (2008) Las flotas artesanales andaluzas en un contexto de crisis. González Laxe. Lecciones de Economía Pesquera. Instituto de Estudios Marítimos, Netbiblio. A Coruña, España.

Forcada A, Valle C, Bonhomme P, Criquet G, Cadiou G, Lenfant P, Sánchez-Lizaso JL (2009) Effects of habitat on spillover from marine protected areas to artisanal fisheries. Marine Ecology Progress Series, 379: 197–211.

Forcada A, Valle C, Sánchez-Lizaso JL, Bayle-Sempere JT, Corsi F (2010) Structure and spatio-temporal dynamics of artisanal fisheries around a Mediterranean marine protected area.ICES Journal of Marine Science 67: 191-203.

Fox HE, Mascia MB, Basurto X, Costa A, Glew S, Heinemann D, Karrer LB, Lester SE, Lombana AV, Pomeroy RS, Recchia CA, Roberts CM, Sanchirico JN, Pet-Soede L, White AT (2012)

- 90 -

Reexamining the science of marine protected areas: linking knowledge to action. Conservation Letters 5: 1-10.

Froese R, Zeller D, Kleisner K, Pauly D (2012) What catch data can tell us about the status of global fisheries. Marine Biology. DOI 07/s00227-012-1909-6.

Gabrié C, Lagabrielle E, Bissery C, Crochelet E, Meola B, Webster C, Claudet J, Chassanite A, Marinesque S, Robert P, Goutx M (2012) The status of the Marine Protected Areas in the Mediterranean Sea 2012, MedPAN & CAR/ASP, 2012.

García B (1997) Las pesquerías artesanales en los alrededors de la reserva marina de Cabo do Palos-Islas Hormigas (Murcia). Congreso Biología Pesquera. Murcia : Consejería de Medio Ambiente, Agricultura y Agua.

García-Charton JA, Hackradt CW, Félix-Hackradt FC (2013) Evolución temporal de la abundancia de las poblaciones de meros en la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas (1996-2011). Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

García-Charton JA, Hackradt CW, Félix-Hackradt FC, Segovia-Viadero M, Martínez-Garrido J, González-Andrés C, Tubío A, Sanchis-Martínez A, Morcillo-Buendía E, Treviño-Otón J, Marcos-Diego C, Pérez-Ruzafa A (2010) Estudios de seguimiento de la reserva marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas 2010. Universidad de Murcia, Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

García-Charton JA, Herrero-Pérez A, Esparza-Alaminos O, Espejo-Cayuela C, Pérez-Ruzafa A, Marcos C (2005) Estudios de seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

García-Charton JA, Herrero-Pérez A, Esparza-Alaminos O, Pérez Ruzafa A, Marcos C (2006) Estudios de seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

García-Charton JA, Herrero-Pérez A, Esparza-Alaminos O, Pérez-Ruzafa A, Marcos C (2007) Estudios de seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

García-Charton JA, Herrero-Pérez A, Esparza-Alaminos O, Pérez-Ruzafa A, Marcos C, Treviño J, Cenci E, Segovia-Viadero M (2008a) Estudios de seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.


2013

- 91 -

García-Charton JA, Marcos C (2004) Los fondos marinos de la costa murciana. En: Esteve-Selma MA, Riquelme MLP, Martínez-Gallur C. (Eds.) Los recursos naturales de la Región de Murcia: un análisis interdisciplinar. Servicio de Publicaciones de la Universidad de Murcia: 385- 394.

García-Charton JA, Pérez-Ruzafa Á (2001) Spatial pattern and the habitat structure of a Mediterranean rocky reef fish local assemblage. Marine Biology 138: 917-934.

García-Charton JA, Pérez-Ruzafa Á, Marcos C, Claudet J, Badalamenti F, Benedetti-Cecchi L, Falcón JM, Milazzo M, Schembri PJ, Stobart B, Vandeperre F, Brito A, Chemello R, Dimech M, Domenici P, Guala I, LeDiréach L, Maggi E, Planes S (2008b) Effectiveness of European Atlanto-Mediterranean MPAs: Do they accomplish the expected effects on populations, communities and ecosystems? J Nat Conserv 16: 193-221.

García-Charton JA, Pérez-Ruzafa A, Sánchez-Jerez P, Bayle-Sempere JT, Reñones O, Moreno-Lampreave D (2004) Multi-scale spatial heterogeneity, habitat structure, and the effect of marine reserves on Western Mediterranean rocky reef fish assemblages. Marine Biology 144 : 161–182.

García-Rubies A, Hereu B, Zabala M (2013) Long-term recovery patterns and limited spillover of large predatory fish in a Mediterranean MPA. PLoS ONE 8(9): e73922. doi:10.1371/journal.pone.0073922

Garrabou J, Sala E, Arcas A, Zabala M (1998) The impact of diving on rocky sublittoral communities: A case study of a bryozoan population. Conservation Biology 12: 302-312.

Gautier YV (1962) Recherches écologiques sur les Bryozoaires Chilostomes en Méditerranée Occidentale. Recueil des Travaux de la Station Marine d’Endoume 38: 1-434.

Gell FR, Roberts CM (2003) Benefits beyond boundaries: the fishery effects of marine reserves. Trends in Ecology & Evolution 18: 448-455.

Gleason M, Fox E, Ashcraft S, Vasques J, Whiteman E, Serpa P, Saarman E, Caldwell M, Frimodig A, Millar-Henson M, Kirlin J, Ota B, Pope E, Weber M, Wiseman K (2013) Designing a network of marine protected areas in California: Achievements, costs, lessons learned, and challenges ahead. Ocean & Coastal Management 74: 90-101.

Goñi R, Adlerstein S, Alvarez-Berastegui D, Forcada A, Reñones O, Criquet G, Polti S, Cadiou G, Valle C, Lenfant P, Bonhomme P, Pérez-Ruzafa A, Sánchez-Lizaso JL, García-Charton JA, Bernard G, Stelzenmüller V, Planes S (2008) Spillover from six western Mediterranean marine protected areas: evidence from artisanal fisheries. Marine Ecology Progress Series 366: 159-174.

- 92 -

Goñi R, Hilborn R, Diaz D, Mallol S, Adlerstein S (2010) Net contribution of spillover from a marine reserve to fishery catches. Mar Ecol Prog Ser. 400:233–243.

Guarnieri G, Terlizzi A, Bevilacqua S, Fraschetti S (2012) Increasing heterogeneity of sensitive assemblages as a consequence of human impact in submarine caves. Marine Biology 159: 1155-1164.

Guidetti P (2006) Marine reserve reestablish lost predatory interactions and cause community changes in rocky reefs. Ecological Applications 16: 963-976.

Guidetti P, Bussotti S, Pizzolante F, Ciccolella A (2010) Assessing the potential of an artesanal fishing co-management in the Marine Protected Area of Torre Guaceto (Southern Adriatic Sea, SE Italy). Fisheries Research 101: 180-187.

Guidetti P, Claudet J (2010) Co-management practices enhance fisheries in marine protected areas. Conservation Biology 24: 312-318.

Guidetti P, Milazzo M, Bussotti S, Molinari A, Murenu M, Pais A, Spanò N, Balzano R, Agardy T, Boero F, Carrada G, Cattaneo-Vietti R, Cau A, Chemello R, Greco S, Manganaro A, Notarbartolo di Sciara G, Russo G, Tunesi L (2008) Italian marine reserve effectiveness: does enforcement matter?. Biological Conservation 141: 699-709.

Guyader O, Berthou P, Koutsikopoulos C, Alban F, Demanèche S, Gaspar MB, Eschbaum R, Fahy E, Tully O, Reynal L, Curti O, Frangoudes K, Maynou F (2013) Small scale fisheries in Europe: A comparative analysis based on a selection of case studies. Fisheries Research 140: 1-13.

Hackradt CW (2012) Population ecology and mobility patterns of groupers (Serranidae: Epinephelinae) on temperate rocky reefs on Southwestern Mediterranean Sea: Implications for their conservation. Tesis doctoral, Universidad de Murcia.

Halpern BS, Floeter SR (2008) Functional diversity responses to changing species richness in reef fish communities. Marine Ecology Progress Series 364: 147-156.

Halpern BS, Gaines SD, Warner RR (2004) Confounding effects of the export of production and the displacement of fishing effort from marine reserves. Ecological Applications 14: 1248–1256.

Halpern BS, Lester SE, McLeod KL (2010) Placing marine protected areas onto the ecosystem-based management seascape. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 107: 1-6.

Halpern BS, Warner RR (2002) Marine reserves have rapid and lasting effects. Ecology Letters 5: 361-366.

Harmelin J-G (1987) Structure et variabilité de l’ichtyofaune d’une zone rocheuse protégée en Méditerranée (Parc


2013

- 93 -

national de Port-Cros, France). PSZN I: Marine Ecology 8: 263-284.

Harmelin-Vivien M, Le Diréach L, Bayle-Sempere J, Charbonnel E, García-Charton JA, Goñi R, Ody D, Pérez-Ruzafa A, Reñones O, Sánchez-Jerez P, Valle C (2008) Gradients of abundance and biomass across reserve boundaries in six Mediterranean marine protected areas: evidence of fish spillover? Biological Conservation 141: 1829-1839.

Hasler H, Ott JA (2008) Diving down the reefs? Intensive diving tourism threatens the reefs of the northern Red Sea. Marine Pollution Bulletin 56: 1788-1794.

Hawkins JP, Roberts CM (1997) Estimating the carrying capacity of coral reefs for scuba diving. En: Lessios HA, Macintyre IG (Ed.) Proceedings 8th International Coral Reef Symposium, Vol. 2. Panama: 8th International Coral Reef Symposium Executive Committee, Smithsonian Tropical Research Institute: 1923-1926.

Hawkins JP, Roberts CM, Kooistra D, Buchan K, White S (2005) Sustainability of scuba diving tourism on coral reefs of Saba. Coastal Management 33: 373–387.

Hogg K, Noguera-Méndez P, Semitiel-García M, Giménez-Casalduero M (2013) Marine protected area governance: Prospects for co-management in the European Mediterranean. Advances in Oceanography and Limnology 4: 241-259.

Holland DS, Brazee RJ (1996) Marine reserves for fisheries management. Marine Resource Economics 11: 157-171.

Hunt CV, Harvey JJ, Miller A, Johnson V, Phongsuwan N (2013) The Green Fins approach for monitoring and promoting environmentally sustainable scuba diving operations in South East Asia. Ocean & Coast Manage 78: 35-44.

Irigoyen AJ, Galván DE, Venerus LA, Parma AM (2013) Variability in abundance of temperate reef fishes estimated by visual Census. PLoS ONE 8(4): e61072.

Katsanevakis S, Stelzenmüller V, South A, Sørensen TK, Jones PJS, Kerr S, Badalamenti F, Anagnostou C, Breen P, Chust G, D’Anna G, Duijn M, Filatova T, Fiorentino F, Hulsman H, Johnson K, Karageorgis AP, Kröncke I, Mirto S, Pipitone C, Portelli S, Qiu W, Reiss W, Sakellariou D, Salomidi M, van Hoof L, Vassilopoulou V, Vega Fernández T, Vöge S, Weber A, Zenetos A, ter Hofstede R (2011) Ecosystem-based marine spatial management: review of concepts, policies, tools, and critical issues. Ocean Coastal Management 54: 807-820.

Kellner JB, Tetreault I, Gaines SD, Nisbet RM (2007) Fishing the line near marine reserves in single and multispecies fisheries. Ecological Applications 17: 1039–1054.

Ku KC, Chen T-C (2013) A conceptual process-based reference model for collaboratively managing recreational scuba diving in Kenting National Park. Marine Policy 39: 1-10.

- 94 -

Kulbicki M (1998) How the acquired behaviour of commercial reef fishes may influence the results obtained from visual censuses. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 222: 11–30.

Kulbicki M, Sarramégne S (1999) Comparison of density estimates derived from strip transect and distance sampling for underwater visual censuses: a case study of Chaetodontidae and Pomacanthidae. Aquatic Living Resources 12: 315-325.

Lester SE, Halpern BS, Grorud-Colvert K, Lubchenco J, Ruttenberg BI, Gaines SD, Airamé S, Warner RR (2009) Biological effects within no-take marine reserves: a global synthesis. Marine Ecology Progress Series 384: 33-46.

Lombardi C, Cocito S, Gambi MC, Cisterna B, Flach F, Taylor PD, Keltie K, Freer A, Cusack M (2011) Effects of ocean acidification on growth, organic tissue and protein profile of the Mediterranean bryozoan Myriapora truncata. Aquatic Biology 13: 251-262.

Lubchenco J, Palumbi SR, Gaines SD, Andelman S (2003) Plugging a hole in the ocean: the emerging science of marine reserves. Ecological Applications 13:S3–S7.

Maliao RJ, Webb EL, Jensen KR (2004) A survey of stock of the donkey’s ear abalone, Haliotis asinina L. in the Sagay Marine Reserve, Philippines: evaluating the effectiveness of marine protected area enforcement. Fisheries Research 66: 343-353.

Mangubhai S, Saleh M, Suprayitno, Muljadi A, Purwanto, Rhodes KL, Tjandra K (2011) Do not stop: The importance of seamless monitoring and enforcement in an Indonesian marine protected area. Journal of Marine Biology 2011, art. ID 501465: 1-11 (doi:10.1155/2011/501465).

Maynou F, Morales-Nin B, Cabanellas-Reboredo M, Palmer M, García E, Grau AM (2013) Small-scale fishery in the Balearic Islands (W Mediterranean): A socio-economic approach. Fisheries Research 139: 11-17.

McCay BJ, Jones PJS (2011) Marine Protected Areas and the governance of marine ecosystems and fisheries. Conservation Biology 25: 1130-1133.

McClanahan TR, Nicholas A, Graham J, Jacqulyn MC, MacNeil MA (2007) Toward pristine biomass reef fish recovery in coral reef marine protected areas in Kenya. Ecological Applications 17: 1055–1067.

Merino G, Maynou F, Boncoeur J (2009) Bioeconomic model for three-zone Marine Protected Area: a case study of Medes Islands (northwest Mediterranean). ICES Journal of Marine Science 66: 147-154.

Micheli F, Benedetti-Cecchi L, Gambaccini S, Bertocci I, Borsini C, Osio GC, Romano F (2005) Cascading human impacts,


2013

- 95 -

marine protected areas, and the structure of Mediterranean reef assemblages. Ecological Monographs 75: 81-102.

Milazzo M, Anastasi I, Willis TJ (2006) Recreational fish feeding affects coastal fish behaviour and increases frequency of predation on damselfish (Chromis chromis) nests. Marine Ecology Progress Series 310: 165-172.

Milazzo M, Chemello R, Badalamenti F, Camarda R, Riggio S (2002) The impact of human recreational activities in marine protected areas: what lessons should be learnt in the Mediterranean Sea? Marine Ecology 23: 280–290.

Mora C, Andréfouët S, Costello MJ, Kranenburg C, Rollo A, Veron J, Gaston KJ, Myers RA (2006) Coral reefs and global network of marine protected areas. Science 312: 1750–1751.

Murawski SA, Rago PJ, Fogarty MJ (2004) Spillover effects from temperate marine protected areas. In: Aquatic Protected Areas as Fisheries Management Tools (Proceedings of the American Fisheries Society Symposium 42, Quebec, 11-12 August, 2003). American Fisheries Society, Bethesda, pp. 167– 184.

Murawski SA, Wigley SE, Fogarty MJ, Rago PJ, Mountain DG (2005) Effort distribution and catch patterns adjacente to temperate MPAs. ICES Journal of Marine Science 62: 1150–1167.

Myers RA, Worm B (2003) Rapid worldwide depletion of predatory fish communities. Nature 423: 280-283.

Oedekoven CS, Buckland ST, Mackenzie ML, Evans KO, Burger LW (2013) Improving distance sampling: accounting for covariates and non-independency between sampled sites. Journal of Applied Ecololgy 50: 786-793.

Pauly D, Christensen V, Guénette S, Pitcher TJ, Sumaila UR, Walters CJ, Watson R, Zeller D (2002) Towards sustainability in world fisheries. Nature 418: 689-695.

Pauly D, Watson R, Alder J (2005) Global trends in world fisheries: impacts on marine ecosystems and food security. Philosophical Transactions of the Royal Society B 360:5-12.

Pelletier D, García-Charton JA, Ferraris J, David G, Thébaud O, Letourneur Y, Claudet J, Amand M, Kulbicki M, Galzin R (2005) Designing indicators for evaluating the impact of Marine Protected Areas on coral reefs ecosystems: a multidisciplinary standpoint. Aquatic Living Resources 18: 15-33.

Pérez de Oliveira L (2013) Fishers as advocates of marine protected areas: a case study from Galicia (NW Spain). Marine Policy 41: 95-102.

Pérez-Ruzafa A, Calvín JC, Marcos C, Marín A, Pérez-Ruzafa IM, Terrados J, Ros JD (1991) Contribución al estudio de las comunidades bentónicas del cabo de Palos (Murcia, SE de

- 96 -

España) y su cartografía bionómica. Actas V Simp. Ibér. Estud. Bentos Mar. 1: 385-420.

Pérez-Ruzafa A, García-Charton JA, Espejo-Cayuela C, Herrero-Pérez A, Lawrence KE, Marcos-Diego C, Polti S, Cánovas-García F (2003) Estudios de seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

Pérez-Ruzafa A, García-Charton JA, Herrero-Pérez A, Espejo-Cayuela C, González-Wangüemert M, Marcos C (2004) Estudios de seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

Pérez-Ruzafa A, Marcos C, García-Charton JA, González-Wangüemert M, Polti S, Vera J, Clemente C (2002) Seguimiento de la Reserva Marina de Cabo de Palos – Islas Hormigas. Valoración del impacto de los buceadores. de la Reserva Marina de Cabo de Palos-Islas Hormigas. Universidad de Murcia y Consejería de Agricultura y Agua de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia.

Pérez-Ruzafa A, Martín E, Marcos C, Zamarro JM, Stobart B, Harmelin-Vivien M, Polti S, Planes S, García-Charton JA, González-Wangüemert M (2008) Modelling spatial and temporal scales for spillover and biomass exportation from MPAs and their potential for fisheries enhancement. Journal of Nature Conservation 16: 234-255.

Pinnegar JK, Polunin NVC, Francour P, Badalamenti F, Chemello R, Harmelin-Vivien ML, Hereu B, Milazzo M, Zabala M, D’Anna G, Pipitone C (2000) Trophic cascades in benthic marine ecosystems: lessons for fisheries and protected-area management. Environmental Conservation 27: 179-200.

Pita C, Pierce GJ, Theodossius I, Macpherson K (2011) An overview of commercial fishers’ attitudes towards marine protected areas. Hydrobiologia 670: 289-306.

Prato G, Guidetti P, Bartolini F, Mangialajo L, Francour P (2013) The importance of high-level predators in marine protected area management: Consequences of their decline and their potential recovery in the Mediterranean context. Advances in Oceanography and Limnology 4: 176-193.

Roberts CM, Bohnsack JA, Gell F, Hawkins JP, Goodridge R (2001) Effects of marine reserves in adjacent fisheries. Science 294: 1920-1923.

Rodolfo-Metalpa R, Lombardi C, Cocito S, Hall-Spencer JM, Gambi MC (2010) Effects of ocean acidification and high temperatures on the bryozoan Myriapora truncata at natural CO2 vents. Marine Ecology, an Evolutionary Perspective 31: 447-456.


2013

- 97 -

Roncin N, Alban F, Charbonnel E, Crec’hriou R, Modino R, Culioli JM, Dimech M, Goñi R, Guala I, Higgins R, Lavisse E, Le Diréach L, Luna B, Marcos C, Maynou F, Pascual J, Person J, Smith P, Stobart B, Szelianszky E, Valle C, Vaselli S, Boncoeur J (2008) Uses of ecosystem services provided by MPA: how much do they impact the local economy? A Southern Europe perspective. Journal of Nature Conservation 16: 256-270.

Rouphael AB, Inglis GJ (2001) ‘Take only photographs and leave only footprints’? An experimental study of the impacts of underwater photographers on coral reef dive sites. Biological Conservation 100: 281–287.

Rudd MA, Tupper MH (2002) The impact of Nassau grouper size and abundance on scuba diver site selection and MPA economics. Coastal Management 30: 133–151.

Russ G, Alcala A (2010) Decadal-scale rebuilding of predator biomass in Philippine marine reserves. Oecologia 163: 1103-1106.

Russ GR, Alcala AC (2004) Marine reserves: long-term protection is required for full recovery of predatory fish populations. Oecologia 138: 622-627.

Sadovy de Mitcheson Y, Craig MT, Bertoncini AA, Carpenter KE, Cheung WWL, Choat JH, Cornish AS, Fennessy ST, Ferreira BP, Heemstra PC, Liu M, Myers RF, Pollard DA, Rhodes KL, Rocha LA, Russell BC, Samoilys MA, Sanciangco J (2012) Fishing groupers towards extinction: a global assessment of threats and extinction risks in a billion dollar fishery. Fish and Fisheries, doi: 10.1111/j.1467-2979.2011.00455.x

Sala E, Garrabou J, Zabala M (1996) Effects of diver frequentation on Mediterranean sublittoral populations of the bryozoan Pentapora fascialis. Marine Biology 126: 451–459.

Salas S & Gaertner D (2004) The behavioural of fishers: management implications. Fish and Fisheries 5: 153-167.

Samoilys MA, Martin-Smith KM, Giles BG, Cabrera B, Anticamara JA, Brunio EO, Vincent ACJ (2007) Effectiveness of five small Philippines’ coral reef reserves for fish populations depends on site-specific factors, particularly enforcement history. Biological Conservation 136: 584-601.

Sandin SA, Smith JE, DeMartini EE, Dinsdale EA, Donner SD, Friedlander AM, Konotchick T, Malay M, Maragos JE, Obura D, Pantos O, Paulay G, Richie M, Rohwer F, Schroeder RE, Walsh S, Jackson JBC, Knowlton N, Sala E (2008). Baselines and degradation of coral reefs in the Northern Line Islands. PLoS ONE 3: 1-11.

- 98 -

Sandrini-Neto L, Camargo MG (2011) GAD (General ANOVA Design), an R package for ANOVA designs from the general principles. Disponible en CRAN.

Schunter C, Carreras-Carbonell J, Planes S, Sala E, Ballesteros E, Zabala M, Harmelin JG, Harmelin-Vivien M, Macpherson E, Pascual M (2011) Genetic connectivity patterns in an endangered species: The dusky grouper (Epinephelus marginatus). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 401: 126-133.

Stelzenmüller V, Maynou F, Bernard G, Cadiou G, Camilleri M, Crec’hriou R, Criquet G, Dimech M, Esparza-Alaminos O, Higgins R, Lenfant P, Pérez-Ruzafa A (2008) Spatial assessment of fishing effort around European marine reserves: implications for sucessful fisheries management. Marine Pollution Bulletin 56: 2018-2016.

Stelzenmüller V, Maynou F, Martin P (2007) Spatial assessment of benefits of a coastal Mediterranean marine protected area. Biological Conservation 136: 571–583.

Stergiou KI, Moutopoulos DK, Soriguer MC, Puente E, Lino PG, Zabala C, Monteiro P, Errazkin LU, Erzini K (2006) Trammel net catch species composition, catch rates and metiers in southern European waters: a multivariate approach. Fisheries Research 79: 170–182.

Stobart B, Warwick R, González C, Mallol S, Díaz D, Reñones O, Goñi R (2009) Long-term and spillover effects of a marine protected area on an exploited fish community. Marine Ecology Progress Series 384: 47-60.

Tzanatos E, Somarakis S, Tserpes G, Koutsikopoulos C (2006) Identifying and classifying small-scale fisheries métiers in the Mediterranean: a case study in the Patraikos Gulf, Greece. Fisheries Research 81: 158-168.

Underwood AJ (1997) Experiments in ecology: their logical design and interpretation using analysis of variance. Cambridge University Press.

Unsworth RKF, Powell A, Hukom F, Smith DJ (2007) The ecology of Indo-Pacific grouper (Serranidae) species and the effect of small scale no take area on grouper assemblage, abundance and size frequency distribution. Marine Biology 152: 243-254.

Uyarra MC, Côté IM (2007) The quest for cryptic creatures: impacts of species-focused recreational diving on corals. Biological Conservation 136: 77–84.

Vandeperre F, Higgins RM, Sánchez-Meca J, Maynou F, Goñi R, Martín-Sosa P, Pérez-Ruzafa A, Afonso P, Bertocci I, Crec’hriou R, D’Anna G, Dimech M, Dorta C, Oscar-Esparza O, Falcón JM, Forcada A, Guala I, Le Direach L, Concepción M, Ojeada-Martínez C, Pipinote C, Schembri PJ, Stelzenmüller V, Stobart B, Santos RS (2011) Effects of


2013

- 99 -

no-take area size and age of marine protected áreas on fisheries yields: a meta-analytical approach. Fish and Fisheries 12: 412-426.

Walters RDM, Samways MJ (2001) Sustainable dive ecotourism on a South African coral reef. Biodiversity and Conservation 10: 2167–2179.

Warner TE, Pomeroy RS (2012) Creating compliance: A cross-sectional study of the factors associated with marine protected area outcomes. Marine Policy 36: 922-932.

Wilcox C, Pomeroy C (2003) Do commercial fishers aggregate around marine reserves? Evidence from Big Creek Marine Ecological Reserve, central California. North American Journal of Fisheries Management 23: 241–250.

Willis TJ, Millar RB, Babcock RC, Tolimieri N (2003) Burdens of evidence and the benefits of marine reserves: Putting Descartes before Des horse? Environmental Conservation 30: 97–103.

Zakai D, Chadwick-Furman NE (2002) Impacts of intensive recreational diving on reef corals at Eilat, northern Red Sea. Biological Conservation 105: 179-187.

- 100 -

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