Consorzio di Gestione Area Marina Protetta di

Consorzio di Gestione Area Marina Protetta di “Tavolara Punta Coda Cavallo” Rapporto finale 2010 Intervento B1 Approvato con DPN‐2010‐0013104 del 14/06/2010 e DPN‐2010‐0013794 del 17/06/2010 Direzione Protezione Natura del Ministero dell’Ambiente, della Tutela del Territorio e del Mare, con cui si approvano gli interventi, investimenti 2010 Monitoraggio dell’effetto riserva (4° annualità) ittico e ricci
Consorzio di Gestione Area Marina Protetta Tavolara Punta Coda Cavallo
Via Dante, 1 – 07026 – Olbia (SS)
Telefono 0789 203013 Fax 0789 204514
e-mail [email protected]
Monitoraggio dell’effetto riserva a livello
ecosistemico presso l’Area Marina Protetta di
Tavolara-Punta Coda Cavallo
Relazione tecnica finale
31 Ottobre 2011
Partecipanti
Paolo Guidetti – CoNISMa URL Lecce – Responsabile Scientifico
Simona Bussotti
Antonio Di Franco
______________________________________________________________
Convenzione tra il CoNISMa (Consorzio Nazionale Interuniversitario per le Scienze del Mare-URL Lecce)
ed il Consorzio di Gestione dell’Area Marina Protetta di Tavolara-Punta Coda Cavallo.
Ringraziamenti
Un ringraziamento va al Direttore dell’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo,
Augusto Navone, per aver permesso questa ricerca nell’ambito del piano di
gestione, ma anche a tutto lo staff della AMP per il clima positivo in cui il lavoro
è stato svolto. Un ringraziamento particolare va a Pieraugusto Panzalis per il
suo coinvolgimento nelle attività di visual census ed a Salvatore Vitale per
l’aiuto durante le attività di campo e le preziose informazioni sui luoghi messe a
disposizione.
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Indice
Introduzione ___________________________________________________ 4
Materiali e metodi ______________________________________________ 13
Risultati ______________________________________________________ 19
Conclusioni ___________________________________________________ 38
Bibliografia ___________________________________________________ 40
Appendice ____________________________________________________ 44
3
1. Introduzione
Negli ultimi decenni si è assistito su scala mondiale ad una concentrazione
delle popolazioni umane lungo le coste di mari ed oceani. Ciò ha determinato
una espansione notevole delle città costiere ed un aumento consistente delle
opere a difesa della costa, degli impianti industriali, dell’inquinamento e, in
ultima istanza, degli impatti umani in ambiente marino costiero (Chapman &
Bulleri, 2003). A ciò si deve aggiungere l’aumento costante della domanda di
seafood a livello mondiale, che ha indotto l’industria della pesca ad aumentare il
prelievo di risorse di pesca in modo drammatico. Oltre alla pesca industriale,
che avviene sottocosta così come in mare aperto, un impatto non trascurabile
sulle risorse costiere possono determinarlo la piccola pesca (spesso spinta
dalle economie locali, es. il turismo, a prelevare ben oltre il sostenibile), la
pesca ricreativa ed una miriade di forme di pesca illegale (es. pesca con gli
esplosivi). Queste ultime tipologie di pesca legali ed illegali, in molti paesi
sottosviluppati e non, incluso il bacino del Mediterraneo e l’Italia, possono
determinare un effetto sommatorio devastante sugli stock ittici locali.
Ai problemi sopra esposti non si può ovviamente rispondere con un’unica forma
di gestione. Il mutamento dei mercati (es. globalizzazione) e le diverse
economie legate alla pesca (da quelle locali a quelle mondiali) necessitano di
un approccio integrato tra forme di gestione locali e lo spatial planning su ampia
scala, almeno di bacino, per poi arrivare, si spera, ad un controllo del mercato e
del consumo globale dei prodotti della pesca.
Per quel che concerne la gestione a livello di piccola scala, le Aree Marine
Protette (AMP) sono divenute negli ultimi decenni uno degli strumenti più
popolari su scala mondiale (Halpern, 2003) finalizzati alla:
1) conservazione degli ecosistemi marini;
2) gestione delle risorse (incluse quelle di pesca) in aree costiere.
L’esigenza di istituire AMP (in cui le attività di pesca sono vietate o
regolamentate, così come altre attività antropiche a seconda della zonizzazione
delle AMP stesse, cioè la suddivisione in subaree caratterizzate da diversi livelli
4
di protezione e misure di gestione) è scaturita dalle crescenti evidenze che lo
sfruttamento eccessivo delle risorse alieutiche abbia, su larga scala,
determinato:
1) un intenso impatto sulle popolazioni di specie bersaglio (es. diminuzione
della densità e/o della taglia media di molte specie commerciali);
2) scompensi a livello di intere comunità ed ecosistemi (Jackson et al.,
2001), con effetti deleteri su servizi e beni ecosistemici (Worm et al.,
2006), dal momento che gran parte delle specie commerciali sono
predatori di alto livello all’interno delle reti trofiche di cui fanno parte.
Il fatto che la pesca impatti in particolar modo le specie bersaglio, cioè quelle di
maggiore valore economico, ha come implicazione che il suo divieto dovrebbe
produrre risposte più evidenti da parte delle popolazioni di queste specie, per
esempio in termini di aumento delle densità e/o frequenza di individui di taglia
più grande. La valutazione del cosiddetto ‘effetto riserva’ (ER; Fig. 1.1) consiste
nello studio del possibile aumento della densità, taglia e biomassa (intesa come
‘peso fresco’ per unità di superficie campionaria) delle specie bersaglio
all’interno di una AMP in confronto ad aree di controllo in cui la pesca è
consentita (Guidetti, 2002).
Fig. 1.1. Esempio di ‘effetto riserva’ (ER).
Densità media (SE; numero di individui
125 m2) di sarago maggiore, Diplodus
sargus, in siti protetti (P) dell’AMP di
Miramare (Trieste) e non protetti (F1, F2)
in relazione alla taglia (S: small = piccoli;
M: medium = medi; L: large = grandi). Da
Guidetti et al., 2005.
Per quel che concerne il Mar Mediterraneo, sono numerosi gli studi che hanno
indagato gli effetti ecologici delle AMP in termini di:
1) recupero di singole popolazioni, intere comunità o reti trofiche (Sala et al.,
1998; Guidetti, 2006; Guidetti & Sala, 2007; Claudet et al., 2006); 2) benefici
per la pesca (Harmelin-Vivien et al., 2008; Guidetti & Claudet, 2010; Guidetti et
al., 2010). I risultati ottenuti sono intimamente legati alla protezione reale e non
solo formale (Guidetti et al., 2008), così come al disegno ed alla gestione di
5
ogni singola AMP (Claudet et al., 2008). Va detto che gli effetti delle AMP sulle
specie target della pesca non sono potenzialmente limitati a cambiamenti che si
realizzano solo all’interno dei confini delle AMP. L’aumento della taglia, infatti,
implica un aumento delle potenzialità di produzione di uova e larve da parte dei
riproduttori (Kellner et al., 2007). Ciò, unito ad un export di biomassa di pesci
adulti che si realizza con i loro movimenti attraverso i confini delle AMP
(Harmelin-Vivien et al., 2008), può determinare un incremento dei rendimenti
della pesca anche al di fuori delle AMP (White et al., 2008), grazie ad un
fenomeno complessivo chiamato spillover (Fig. 1.2).
Fig. 1.2. L’abbondanza
di 8 specie ittiche
commerciali è maggiore
al centro dell’AMP (Torre
Guaceto) per poi
declinare verso i confini
e procedendo oltre, a
distanza crescente dai
confini stessi dell’AMP.
Da Lubchenco et al.,
2007.
Al di là dell’ER diretto (recupero delle popolazioni di specie bersaglio della
pesca), le AMP possono determinare un recovery a livello di intere comunità.
In Mediterraneo, per esempio, è ormai noto che il sarago maggiore (Diplodus
sargus) ed il sarago fasciato (D. vulgaris), specie bersaglio dal punto di vista
commerciale, svolgono un’importante funzione ecologica. Questi saraghi, infatti,
predano i ricci di mare (giovani ed adulti) e possono controllarne le densità di
popolazione. Diversamente, alcuni labridi come Coris julis e Thalassoma pavo
predano solo i ricci piccoli. I ricci, ad elevate densità, possono determinare la
transizione da substrati rocciosi ricoperti da macroalghe a barren (cioè substrati
rocciosi denudati dalla copertura di macroalghe erette; Fig. 1.3).
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Fig. 1.3: a: sarago maggiore, Diplodus
sargus; b: sarago fasciato, Diplodus vulgaris;
c: donzella, Coris julis; d: donzella pavonina
Thalassoma pavo; e: riccio viola,
Paracentrotus lividus; f: riccio nero, Arbacia
lixula; g: substrato roccioso ricoperto da
macroalghe erette; h: tipico barren.
In zone dove la pesca dei saraghi è intensa si può assistere alla presenza di
estesi barren a causa degli effetti indiretti che la pesca produce attraverso la
rete trofica (il fenomeno complessivo prende il nome di cascata trofica) (Fig.
1.4).
AMP
Fuori AMP
Fig. 1.4. Esempio di ‘cascata trofica’. Nella
zona A dell’AMP di Torre Guaceto
l’abbondanza dei saraghi tiene sotto
controllo quella dei ricci. Ciò determina una
maggiore copertura da parte delle
macroalghe erette rispetto ai barren. Al di
fuori della zona A e della AMP, i saraghi
sono meno abbondanti e mediamente più
piccoli, i ricci più abbondanti ed i barren più
estesi. Da Gaines et al., 2011.
Questa transizione implica non solo drammatici cambiamenti nella struttura di
comunità (es., diminuzione della biodiversità), ma anche profondi cambiamenti
nel funzionamento ecosistemico (es. produzione primaria e disponibilità di
detrito).
7
Presso Torre Guaceto, per esempio, studi recenti hanno mostrato che le
popolazioni di molte specie ittiche, inclusi D. sargus e D. vulgaris, mostrano
densità e taglie più elevate nell’AMP rispetto a zone esterne aperte alla pesca
(Guidetti 2006). L’estensione dei barren risulta maggiore al di fuori dell’AMP
dove sono stati stimati tassi di predazione da parte dei pesci sui ricci di gran
lunga inferiori rispetto alle zone A (Guidetti 2006) (Fig. 1.5).
Fig. 1.5. I due scenari relativi agli stati alternativi delle comunità costiere di fondo duro in
relazione all’impatto della pesca: a sinistra, nella zona A dell’AMP di Torre Guaceto,
l’abbondanza dei saraghi tiene sotto controllo quella dei ricci. Ciò determina una maggiore
copertura da parte delle macroalghe erette rispetto ai barren; a destra, al di fuori della
zona A e della AMP, i saraghi sono meno abbondanti e mediamente più piccoli, i ricci più
abbondanti ed i barren più estesi. Disegno di Alberto Gennari, 2011.
L’esempio di Torre Guaceto suggerisce che le AMP possono contribuire ad un
recupero non solo delle popolazioni di specie bersaglio, ma anche ad un
ripristino delle loro funzioni ecologiche ed un recupero a livello delle intere
comunità.
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Tutto ciò è alla base del significativo successo, almeno dal punto di vista
numerico, che le AMP hanno avuto negli ultimi decenni come strumenti di
gestione dell’ambiente marino (a livello ecosistemico e precauzionale) e delle
risorse di pesca.
In Mar Mediterraneo le AMP sono aumentate vertiginosamente di numero negli
ultimi anni (Abdulla et al., 2008). Sia in Mediterraneo che altrove, gli studi
sull’efficacia delle AMP sono stati solitamente impostati in termini di valutazioni
di differenze nella fauna ittica tra riserve integrali (es., le nostre Zone A) e
controlli esterni alle AMP. Va ricordato che a livello internazionale (quindi a
prescindere dalla legislazione italiana) il termine AMP è molto generico ed
indica un ‘settore di costa o un’area di mare in cui le attività umane, pesca
inclusa, sono in qualche modo gestite, limitate o totalmente vietate’ (Agardy et
al., 2003). Diverso e molto più specifico è invece l’uso del termine ‘riserva’, di
solito indicato come ‘no-take reserve’, cioè un ‘tratto di costa o un’area di mare
in cui qualsiasi attività estrattiva di risorse è completamente vietata’. Le zone A
delle AMP italiane andrebbero così definite come ‘no-access/no-take reserves’.
In molti paesi nel mondo (es., USA, Australia) sono diffuse le ‘no-take reserves’.
Per contro, in Mediterraneo (Italia inclusa) le AMP sono generalmente suddivise
in sub-aree caratterizzate da differenti livelli di protezione. Le zone A (noaccess/no-take reserves), quindi, sono di piccola taglia e dovrebbero essere
circondate da aree cuscinetto (le zone B e C) caratterizzate da livelli
progressivamente meno restrittivi in termini di divieti e regolamentazione delle
attività umane. Ciò ha senso se riferito allo specifico contesto del Mediterraneo,
cioè un bacino le cui coste sono densamente popolate, meta di turisti da tutto il
mondo, dove sono presenti grandi città e dove si svolgono gran parte delle
attività umane. Malgrado ciò non è disponibile alcuno studio effettuato per
valutare l’efficacia delle AMP in Mediterraneo ed in Italia che abbia considerato
esplicitamente anche le zone cuscinetto, come le zone B e C delle AMP
italiane, eccetto che per l’AMP Tavolara-Punta Coda Cavallo (Di Franco et al.,
2009). Le informazioni provenienti da altre regioni del mondo sulle cosiddette
‘partial reserves’ sono piuttosto limitate (Denny and Babcock, 2004; Shears et
al., 2006). Vi è più di un sospetto che le zone cuscinetto che circondano le
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riserve integrali attirino e concentrino pescatori professionisti e ricreativi
(Stelzenmuller et al. 2007; Lloret et al., 2008). Per altro vi sono evidenze
crescenti che i pescatori ricreativi (o sportivi) possano causare un impatto
significativo sulla fauna ittica, simile se non superiore a quello dei pescatori
professionisti (Lewin et al., 2006; Lloret et al., 2008). Se così fosse, è evidente
che sarebbero necessari specifici monitoraggi nelle zone cuscinetto oltre a
indagini (del tutto mancanti ad oggi) sulla pesca ricreativa-sportiva al fine di
mettere a punto misure adeguate di regolamentazione della pesca complessiva
ed evitare che tale concentrazione di pescatori (professionisti e non) possa
determinare un impatto sulla fauna ittica nelle zone cuscinetto addirittura
maggiore di quello che si realizza all’esterno delle AMP (contraddicendo di fatto
le ragioni per cui le zone cuscinetto sono instituite intorno alle riserve integrali).
Va sottolineato che la letteratura sulla valutazione dell’efficacia delle AMP in
Mediterraneo è rappresentata per la stragrande maggioranza da studi condotti
su fondi sublitorali di natura rocciosa (Guidetti et al., 2008 e referenze ivi
contenute). Questo è dovuto a ragioni diverse: 1) la fauna ittica di altri habitat
risponde in modo meno efficace alla protezione (Francour, 1994); 2) gran parte
delle AMP, soprattutto in Italia, comprendono fondali di tipo roccioso (Di Franco
et al., 2009).
Al di là dei sopra riportati aspetti legati alla salute degli stock ittici relativamente
agli impatti delle diverse forme di pesca, è intuitivo pensare che senza l’apporto
costante e significativo di giovanili le popolazioni locali di specie ittiche si
estinguerebbero comunque, a causa della mortalità naturale a cui si aggiunge
quella dovuta alla pesca o altri impatti umani. L’arrivo ciclico di nuovi individui
giovani (chiamato ‘reclutamento’) è quindi fondamentale per il mantenimento
degli stock ittici nel tempo, nel lungo periodo. Da questa prospettiva, è
fondamentale che le AMP siano create o includano areali con ‘certe’
caratteristiche in termini di distribuzione e varietà di habitat (es., praterie di
Posidonia oceanica, fondali rocciosi, etc). Per assicurare il ciclo biologico di
tutte le specie costiere sono infatti indispensabili mosaici di differenti tipologie di
habitat che gli individui delle varie specie usano sia da adulti, sia durante le fasi
più precoci del ciclo vitale (Guidetti et al., 2009). Molte specie, da questa
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prospettiva, usano habitat diversi da giovani e da adulti (es., molti sparidi). Si
veda, per esempio, il caso del sarago fasciato o sarago testa-nera (Diplodus
vulgaris), uno sparide molto comune e noto anche perché di importanza
commerciale per la pesca ricreativa e professionale. Gli adulti (i riproduttori,
essenziali per il mantenimento delle popolazioni sul lungo periodo) sono
presenti fondamentalmente su fondali di natura rocciosa e su praterie di P.
oceanica, uova e larve permangono per poco più di un mese nelle acque del
largo, mentre gli stadi giovanili (dai piccoli pesci appena metamorfosati di taglia
intorno ad 1 cm di lunghezza totale fino a giovanili che qualche mese dopo
raggiungono i 5-6 cm di lunghezza) vivono per alcuni mesi in ambienti
apparentemente banali, cioè su fondali molto vicini a costa dove la roccia si
alterna a lenti di sabbia a circa 1-3 m di profondità (Fig. 1.6). Tali zone ed
habitat, in cui i giovanili trascorrono una parte della loro vita prima di aggregarsi
alle frazioni adulte delle popolazioni, prendono il nome di nursery areas (vedi
Guidetti et al., 2009).
Fig. 1.6. Ciclo vitale di Diplodus vulgaris, sarago fasciato o testa-nera. Disegno di Alberto
Gennari, 2011.
11
Il presente progetto, condotto presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo,
quindi, è quindi finalizzato:
1) a proseguire il monitoraggio dell’ER sulla fauna ittica (orami in corso dal
2005) in ambiente sublitorale roccioso in zone a riserva integrale (zone
A), in zone cuscinetto (zone B e C) ed all’esterno dell’AMP;
2) a valutare in via preliminare le potenzialità di nurseries di alcuni siti
costieri campione, all’interno dei confini dell’AMP.
12
2.
Materiali e metodi
2.1 Area, tecnica e disegno di campionamento per la valutazione dell’ER
Il presente studio è stato condotto presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda
Cavallo (Sardegna nord-orientale). L’AMP si estende per quasi 16.000 ettari; è
stata istituita formalmente nel 1997, ma è soggetta ad un efficace controllo solo
dal 2003-2004. La costa è prevalentemente rocciosa e di natura granitica,
eccettuato qualche inserto calcarenitico, come l’Isola di Tavolara, Capo Figari e
Figarolo (Fig. 2.1.1a, b; vedi anche Guidetti et al., 2004).
a
b
Fig. 2.1.1 a, b: area di indagine ed immagine della
costa presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda
Cavallo.
I censimenti per la valutazione dell’ER nel sublitorale roccioso sono stati
effettuati in aree soggette ad impatto potenzialmente crescente delle attività di
pesca (nel complesso 4 livelli di
protezione dalla pesca): nelle zone A (in
cui tutte le forme di pesca sono vietate),
nelle zone B (in cui sono consentite solo
alcune attività di pesca professionale), in
zona C (in cui sono consentite attività di
pesca professionale e sportiva tranne la
pesca subacquea in apnea) ed in zone
esterne all’AMP (in cui è consentita
anche la pesca subacquea in apnea).
Fig. 2.1.2: zonizzazione dell’AMP di TavolaraPunta Coda Cavallo e localizzazione delle
località oggetto del campionamento.
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Il piano di campionamento appositamente elaborato ha previsto l’esecuzione di
censimenti visuali della fauna ittica (vedi dettagli in seguito) presso 2 località per
ognuno dei 4 livelli di protezione: Tavolara e Molarotto (zone A); Molara e Capo
Ceraso (zone B); Monte Pedrosu e Capo Coda Cavallo (zone C); Capo Ceraso
e Capo Figari (zone esterne all’AMP) (Fig. 2.1.2). Presso ognuna delle 8 località
sono stati selezionati randomicamente 2 siti, presso ognuno dei quali sono stati
effettuati 4 transetti (i.e. repliche) a 2 livelli di profondità (5-10 e 12-18 m), per
un totale di 128 rilevamenti. Una prima campagna è stata condotta nel Maggio
2011, mentre una seconda campagna è stata effettuata nell’ Agosto 2011. Nel
complesso, quindi, sono stati svolti 256 rilevamenti nel sublitorale roccioso per
la valutazione dell’ER.
La valutazione dell’ER è stata effettuata attraverso censimenti visuali della
fauna ittica, utilizzando la tecnica dei transetti (Harmelin-Vivien et al., 1985).
Tale tecnica consiste nel censire, direttamente in immersione subacquea, le
specie ittiche (con particolare riguardo per le specie bersaglio) lungo ‘corridoi’ di
fondale roccioso di 25 x 5 m, valutandone l’abbondanza e la taglia (come
lunghezza totale, LT) (Fig. 2.1.3a, b).
a
b
Fig. 2.1.3. a: operatore
subacqueo intento a
raccogliere dati durante
un visual census; b:
rappresentazione
schematica di un
transetto di 25 m di
lunghezza e 5 m di
larghezza.
Per gran parte delle specie ittiche, comprese quelle bersaglio (es., il sarago
maggiore Diplodus sargus sargus), la taglia è stata valutata secondo classi di 2
cm di ampiezza, mentre per specie di dimensioni assolute più grandi (es., la
cernia bruna Epinephelus marginatus ed anche la corvina Sciaena umbra) sono
state utilizzate classi dimensionali di 5 cm.
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I rilevamenti sono stati eseguiti da personale scientifico esperto dell’URL
CoNISMa di Lecce in collaborazione con una unità del personale dell’AMP di
Tavolara-Punta Coda Cavallo opportunamente addestrata (Dr. P. Panzalis). Ciò
rientra in un processo di formazione continua del personale tecnico dell’AMP.
Per quel che concerne la valutazione dell’ER nel sublitorale roccioso è stato
utilizzato il seguente disegno di campionamento:
1. fattore PROTEZIONE (Pr), fisso, con quattro livelli: zona A, B, C ed
Esterno;
2. fattore LOCALITA’ (Lo), random, gerarchizzato (nested) in Pr, con due livelli
(A1, A2; B1, B2; C1, C2; E1, E2);
3. fattore SITO (Si) random, gerarchizzato (nested) in Lo, con due livelli (S1,
S2);
4. Profondità (De), fisso, ortogonale, con due livelli: 5-10 m; 12-18 m;
5. Tempo (Ti), random, ortogonale, con due livelli (t1, t2).
In sintesi, quindi, per ogni tipologia di zona (A, B, C ed Esterno) e per ognuna
delle due diverse campagne di campionamento (Maggio 2011, Agosto 2011)
sono state selezionate due località. In ciascuna località sono stati ulteriormente
selezionati (randomicamente) due siti (i.e. tratti di litorale di alcune decinecentinaia di metri di lunghezza), presso ognuno dei quali sono stati censiti i
popolamenti ittici attraverso 8 transetti (repliche), di cui 4 sono stati condotti tra
5 e 10 m ed altri 4 tra 12 e 18 m di profondità.
2.2 Valutazioni sui giovanili di specie ittiche
I dati relativi alla presenza, abbondanza e taglia dei giovanili di specie ittiche
sono stati raccolti presso 4 siti ‘campione’ rappresentativi delle tipologie
ambientali a bassa profondità dell’area in esame, con particolare riguardo per
gli habitat nursery a bassa profondità (vedi Bussotti e Guidetti, 2011).
I censimenti dei giovanili sono stati condotti al fine di fornire una prima analisi
preliminare delle potenzialità dei siti costieri in termini di nurseries. I dati sono
stati raccolti presso 4 siti di campionamento: 1) Capo Ceraso; 2) Tavolara
Cimitero; 3) Tavolara Tramontana; 4) Isola di Raulino.
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Presso Capo Ceraso i censimenti sono stati svolti all’interno di baie o
insenature, in cui i bassifondi (0-3 m) erano costituiti da paretine e massi di
granito alternati a sabbia grossolana. Presso Tavolara Cimitero il fondale tra 0 e
3 m di profondità era costituito da roccia granitica affiorante caratterizzata da
bassa pendenza (~20%) ed elevata copertura a macroalghe erette (>90%),
inframmezzata da sabbia grossolana ed ampi tratti a ciottoli chiari. Presso
Tavolara Tramontana il fondale tra 0 e 3 m circa era prevalentemente costituito
da rocce con alghe (>90%) a media pendenza (30-50%), alternata a fondale a
ciottoli chiari (copertura macroalghe=40%; pendenza 30%) e ampi tratti con
alternanza di roccia, sabbia e Posidonia oceanica a bassa pendenza (0-20%).
Presso Isola Raulino, infine, il bassofondo era rappresentato sostanzialmente
da falesie più o meno esposte, con rientranze riparate, elevata pendenza (6090%) ed elevata copertura a macroalghe (>90%).
Fig. 2.2.1: tipologie di ambienti costieri a bassa profondità che presentano caratteristiche
potenzialmente idonee per essere aree nursery per i giovanili di molte specie ittiche costiere.
Tali località sono state preselezionate nel Maggio 2011, in seguito ad un presurvey. Nell’Agosto 2011 sono stati svolti i censimenti visivi sui giovanili. In
particolare sono state svolte 3 repliche di visual census lungo transetti di 10 x 2
m, randomicamente posizionati presso le 4 località preselezionate. Durante
l’esecuzione dei transetti, percorsi in circa 10 minuti, sono stati raccolti dati
relativi alla abbondanza e taglia degli individui appartenenti a tutte specie
osservate di cui sono state osservate fasi giovanili.
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2.3 Analisi dei dati
I dati raccolti per la valutazione dell’ER sono stati analizzati mediante tecniche
di analisi multivariata ed univariata al fine di esaminare sia la struttura dei
popolamenti (composizione in specie ed abbondanze relative), sia singole
variabili (e.g., densità/biomassa di singole specie) in relazione al livello di
protezione, alla profondità ed alle differenti scale spaziali considerate (località e
siti).
In particolare va sottolineato che le analisi a livello dei popolamenti sono state
condotte escludendo le specie di nessun interesse commerciale così come
quelle gregarie e planctonofaghe, le quali solitamente influiscono in modo molto
marcato sui pattern di variabilità (essendo numericamente preponderanti), ma a
prescindere dagli effetti della protezione (Harmelin-Vivien et al., 2008).
Sulla base delle densità e dei valori stimati delle taglie sono state stimate le
biomasse (peso umido) per unità di campionamento utilizzando le relazioni
lunghezza-peso disponibili in letteratura per le specie oggetto di analisi
(www.fishbase.org). Sono stati scelti i coefficienti di correlazione relativi a
relazioni stabilite su campioni raccolti in Mediterraneo.
Le differenze nella struttura dei popolamenti ittici associati al sublitorale
roccioso (in termini di densità e biomassa) sono state testate attraverso analisi
statistiche multivariate condotte con il package PRIMER 6 (Plymouth Marine
Laboratory, UK) implementato con le routine Permanova+. Dalla matrice ad n
colonne x m righe è stata calcolata, tramite il coefficiente di similarità di BrayCurtis, una matrice triangolare di similarità. Basandosi su tale matrice, il test
dell’ipotesi della presente indagine è stato condotto utilizzando Permanova
(Permutational Multivariate Analysis of Variance; Anderson, 2001).
La visualizzazione dei pattern multivariati è stata ottenuta mediante nMDS (nonmetric Multi Dimensional Scaling), una procedura multivariata di ordinamento
che permette di costruire una ‘mappa’ dei campioni a due o tre dimensioni, tale
che le distanze tra i punti (i campioni, in questo studio le singole repliche o
transetti) sulla mappa riflettano la maggiore o minore similarità tra i campioni
stessi.
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L’analisi della varianza (PERMANOVA univariata) è stata condotta al fine di
testare l’ipotesi di possibili differenze nella distribuzione di densità e biomassa
delle principali specie ittiche target: la cernia bruna, la corvina ed il sarago
maggiore.
I dati relativi alla taglia degli individui delle specie target censiti nelle località a
diverso grado di protezione sono stati riportati in grafici lunghezza/frequenza al
fine di permettere un confronto visuale tra le distribuzioni di taglia.
I dati relativi ai giovanili sono stati rappresentati in grafici specie per specie,
relativamente ad ognuno dei 4 siti campionati.
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3. Risultati
3.1 “Effetto Riserva” nel sublitorale roccioso: comparazione tra zone A, B, C ed
esterno
Nel sublitorale roccioso sono stati censiti complessivamente 54 taxa della fauna
ittica durante le due campagne di campionamento (Tab. 3.1.1).
Tab. 3.1.1: Lista dei taxa della fauna ittica censiti nel sublitorale roccioso presso l’AMP
Tavolara-Punta Coda Cavallo e nelle località esterne in esame nella presente indagine.
Famiglia
Genere specie
Apogonidae
Apogon imberbis
Blennidae
Parablennius rouxi
Parablennius gattorugine
Parablennius zvonimiri
Carangidae
Lichia amia
Seriola dumeriili
Centracanthidae
Spicara maena
Spicara smaris
Gobiidae
Gobius bucchichi
Gobius cobitis
Gobius cruentatus
Gobius geniporous
Gobius paganellus
Gobius vittatus
Labridae
Coris julis
Labrus merula
Labrus viridis
Symphodus cinereus
Symphodus doderleini
Symphodus mediterraneus
Symphodus melanocercus
Symphodus ocellatus
Symphodus roissali
Symphodus rostratus
Symphodus tinca
Thalassoma pavo
Serranidae
Epinephelus costae
Epinephelus marginatus
Serranus cabrilla
Serranus scriba
Sciaenidae
Sciaena umbra
Mugilidae
Pomacentridae
Chromis chromis
Sparidae
Boops boops
Dentex dentex
Diplodus annularis
Diplodus puntazzo
Diplodus sargus
Diplodus vulgaris
Oblada melanura
Pagrus pagrus
Sarpa salpa
Sparus aurata
Spondyliosoma cantharus
Pomatomidae
Pomatomus saltatrix
Sphyraenidae
Sphyraena viridensis
Scorpaenidae
Scorpaena maderensis
Scorpaena porcus
Scorpaena scrofa
Tripterygiidae
Tripterygion delaisi
Tripterygion minutus
Mullidae
Mullus surmuletus
Muraenidae
Murena helena
Phycidae
Phycis phycis
19
Considerando la densità totale del popolamento ittico è stata osservata una
differenza significativa tra zone a diverso livello di protezione; è stata inoltre
evidenziata una variabilità significativa tra anni ed alla scala di siti ed alcune
significative interazioni tra fattori (Tab. 3.1.2).
Tab. 3.1.2. PERMANOVA condotta su dati di abbondanza della fauna ittica. Fattori: Ti=Tempo
di campionamento, Zo=zona; De=profondità; Ti=Tempo di campionamento, Lo=località; Si=sito.
In grassetto-sottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_____________________________________________________________________
Source
df
SS
ZO
3
25413
DE
1
3032,7
TI
1
16341
LO(ZO)
4
6770,7
ZOxDE
3
2754,4
ZOxTI
3
3661
DExTI
1
1013,7
SI(LO(ZO))
8
20698
LO(ZO)xDE
4
3474,7
LO(ZO)xTI
4
13492
ZOxDExTI
3
2107
SI(LO(ZO))xDE
8
4462,8
SI(LO(ZO))xTI
8
12700
LO(ZO)xDExTI
4
2565,3
SI(LO(ZO))xDExTI
8
6384,4
Res
192 1,0349E5
Total
255 2,2836E5
MS Pseudo-F P(perm)
8471,2
4,066 0,0488
3032,7
1,9519
0,155
16341
4,8446
0,032
1692,7 0,55033 0,9594
918,15 0,99266
0,501
1220,3 0,36179 0,8941
1013,7
1,5806 0,2363
2587,2
1,6298 0,0756
868,66
1,3899 0,1981
3373,1
2,1249 0,0466
702,33
1,0951 0,4275
557,85 0,69901 0,8472
1587,5
2,9452 0,0001
641,32
0,8036 0,6681
798,05
1,4806 0,0107
539
perms
9911
9950
9812
9926
9928
9953
9922
9905
9912
9938
9956
9913
9855
9923
9825
P(MC)
0,0001
0,1001
0,0031
0,9901
0,5105
0,9879
0,1838
0,0451
0,0906
0,0118
0,3981
0,8971
0,0001
0,7216
0,0196
______________________________________________________________________
Dal successivo test pairwise si evidenzia come la zona A sia diversa da tutte le
altre zone (p<0,01 per tutti e tre i confronti). Non sono evidenti differenze
significative tra la zona B, la zona C e le località esterne.
La figura 3.1.1-a mostra una separazione piuttosto evidente dei campioni
relativi alla zona A da quelli delle altre zone. I dati relativi alle due campagne
(che non sono stati distinti dato che l’interazione TixZo non è risultata
significativa; Tab. 3.1.2), infatti, mostrano comunque una elevata variabilità per i
campioni della zona A se plottati come singole repliche. Se plottati come
centroidi delle località (caratterizzate da diverso livello di protezione) emerge
chiaramente come le due località in zona A siano quelle maggiormente variabili,
(Fig. 3.1.1-b).
20
Fig. 3.1.1. Struttura dei popolamenti ittici (densità totali). a: nMDS delle singole repliche
relative alle 4 tipologie di zona; b: nMDS dei centroidi relativi alle località caratterizzate
da diversi livelli di protezione.
Le analisi multivariate condotte sulle biomasse totali hanno evidenziato una
differenza statisticamente significativa relativamente al livello di protezione
(Tab. 3.1.3), oltre che tra i due tempi di campionamento. I test pairwise a
posteriori hanno mostrato che la zona A differisce da tutte le altre zone
(p<0,05).
Tab. 3.1.3. PERMANOVA condotta su dati di biomassa della fauna ittica. Fattori: Ti=Tempo di
campionamento, Zo=zona; De=profondità; Ti=Tempo di campionamento, Lo=località; Si=sito. In
grassetto-sottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
Source
df
SS
ZO
3
50545
DE
1
4648
TI
1
29051
LO(ZO)
4
14622
ZOxDE
3
3788,1
ZOxTI
3
8994,9
DExTI
1
2100,5
SI(LO(ZO))
8
25078
LO(ZO)xDE
4
3951
LO(ZO)xTI
4
15518
ZOxDExTI
3
3670,2
SI(LO(ZO))xDE
8
10171
SI(LO(ZO))xTI
8
29163
LO(ZO)xDExTI
4
4371,7
SI(LO(ZO))xDExTI
8
7323,1
Res
192 1,5894E5
Total
255 3,7194E5
MS Pseudo-F P(perm)
16848
3,1152 0,0298
4648
1,859 0,1829
29051
7,4884 0,0153
3655,6
1,0409 0,4332
1262,7
1,0653 0,4383
2998,3 0,77286 0,6929
2100,5
1,9219 0,1766
3134,8 0,85995 0,6501
987,76 0,80497 0,7837
3879,5
1,0642 0,4171
1223,4
1,1194 0,4092
1271,3
1,3888
0,132
3645,3
4,4036 0,0001
1092,9
1,1939 0,3079
915,39
1,1058 0,2596
827,81
perms
9940
9947
9837
9910
9926
9932
9941
9922
9916
9929
9942
9904
9833
9909
9861
P(MC)
0,0005
0,1159
0,0003
0,4315
0,4121
0,7513
0,0806
0,7418
0,849
0,401
0,3716
0,0879
0,0001
0,257
0,2623
_______________________________________________________________
21
Il plot nMDS relativo alle biomasse totali (Fig. 3.1.2 a), non evidenzia una
chiarissima separazione tra i popolamenti ittici delle zone a protezione
differente. Plottando i centroidi relativi alle singole località si evidenzia come
alcune località (le due della zona A, B2 ed EXT1) si separino dal resto delle
località indagate (Fig. 3.1.2 b).
Fig. 3.1.2: struttura dei popolamenti ittici (biomasse totali). a: nMDS delle singole repliche
relative alle 4 tipologie di zona; b: nMDS dei centroidi relativi alle località caratterizzate da
diversi livelli di protezione.
I dati di densità totale (numero medio di individui per 125 m2, considerando
insieme tutte le specie) mostrano valori più elevati in zona A, seguita in ordine
da zona B, zona C e località esterne (Fig. 3.1.3).
Fig. 3.1.3: densità totale della fauna ittica (media±SE) nelle diverse tipologie di zona
(pooling tra località, siti, profondità e tempi).
22
L’analisi statistica ha mostrato differenze dal punto di vista statistico
relativamente ai diversi livelli di protezione (Tab. 3.1.4). Analizzando i confronti
a coppie, però nessuno di questi risulta significativo e l’unica differenza che si
avvicini alla significatività è quella tra i valori registrati in zona A e tutte le altre
zone (p=0,08 per tutte e tre i confronti a coppie).
Tab. 3.1.4. PERANOVA condotta su dati di densità totale della fauna ittica. Fattori: Zo=zona;
De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito. In grassetto-sottolineato sono
riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
Source
df
ZO
3
DE
1
TI
1
LO(ZO)
4
ZOxDE
3
ZOxTI
3
DExTI
1
SI(LO(ZO))
8
LO(ZO)xDE
4
LO(ZO)xTI
4
ZOxDExTI
3
SI(LO(ZO))xDE
8
SI(LO(ZO))xTI
8
LO(ZO)xDExTI
4
SI(LO(ZO))xDExTI
8
Res
192
Total 255
7819,2
SS
2042,8
9,7656
517,56
59,906
20,766
139,09
0,5625
178,19
52,406
130,66
3,2188
145,19
703,56
120,28
207,81
3487,5
MS Pseudo-F P(perm)
680,92
11,633 0,0171
9,7656
2,9154 0,1639
517,56
15,845 0,0184
14,977
1,8734 0,1292
6,9219
2,6098 0,1163
46,365
1,4194 0,3416
0,5625 1,8706E-2 0,8932
22,273
0,25326 0,9673
13,102
0,81043 0,6434
32,664
0,37141 0,8432
1,0729 3,568E-2 0,9905
18,148
0,69865 0,7096
87,945
4,8417 0,0003
30,07
1,1576 0,3928
25,977
1,4301 0,1806
18,164
perms
9920
9962
9751
9946
9953
9955
9839
9945
9950
9945
9974
9947
9926
9961
9945
P(MC)
0,01
0,1503
0,0173
0,1731
0,1586
0,3518
0,9019
0,9683
0,6419
0,8219
0,9891
0,6904
0,0001
0,3995
0,1865
_______________________________________________________________
La biomassa totale (gr. per 125 m2, considerando insieme tutte le specie
osservate) ha mostrato una chiara variazione in funzione della protezione (Fig.
3.1.4).
23
Fig. 3.1.4: biomassa totale della fauna ittica (media±SE) nelle diverse tipologie di zona
(pooling tra località, siti, profondità e tempi).
Così come per i dati di abbondanza l’analisi statistica ha evidenziato differenze
significative relativamente ai diversi livelli di protezione (Tab. 3.1.5), con la zona
A che differisce da tutte le altre zone (p<0,05 per tutti e tre i confronti a coppie)
e che presenta i valori di biomassa medi per transetto più elevati.
Tab. 3.1.5. PERMANOVA condotta su dati di biomassa totale della fauna ittica. Fattori:
Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito. In grassettosottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
Source
df
SS
ZO
3 1,8517E5
DE
1
5908,7
TI
1
4137,8
LO(ZO)
4
8747,6
ZOxDE
3
10164
ZOxTI
3
4378,9
DExTI
1
573,94
SI(LO(ZO))
8
19957
LO(ZO)xDE
4
1886,1
LO(ZO)xTI
4
4435,7
ZOxDExTI
3
2182,2
SI(LO(ZO))xDE
8
4932,7
SI(LO(ZO))xTI
8
19903
LO(ZO)xDExTI
4
8978,3
SI(LO(ZO))xDExTI
8
5778,4
Res
192 1,4719E5
Total
255 4,3432E5
MS Pseudo-F P(perm)
61723
17,231 0,0147
5908,7
7,7987
0,033
4137,8
3,7314 0,1262
2186,9
1,2973
0,332
3388
4,698 0,0262
1459,6
1,3163 0,3841
573,94
0,2557 0,6398
2494,6
1,0027 0,5044
471,54 0,41726 0,9203
1108,9 0,44572 0,7719
727,41 0,32407
0,806
616,59 0,85364 0,5779
2487,9
3,2453 0,0021
2244,6
3,1075
0,077
722,3 0,94221
0,493
766,61
perms
9938
9963
9732
9958
9953
9952
9862
9949
9947
9951
9966
9951
9945
9954
9943
P(MC)
0,0019
0,0749
0,1234
0,3348
0,0397
0,3866
0,6525
0,5008
0,909
0,7731
0,8174
0,59
0,0013
0,0804
0,474
_______________________________________________________________
24
Le distribuzioni di abbondanza e
biomassa delle tre specie bersaglio
della
pesca
utilizzate
come
indicatori dell’ER presso l’AMP di
Tavolara-Punta Coda Cavallo sono
di seguito riportate.
La
cernia
bruna
(Epinephelus
marginatus; Fig. 3.1.5) ha mostrato
pattern di densità e biomassa
Fig. 3.1.5: esemplare di cernia bruna,
Epinephelus marginatus.
media
maggiori
nella
zona
A
rispetto alle altre tre zone in esame
(Fig. 3.1.6 a, b).
Fig. 3.1.6: densità (a) e biomassa (b) (media±SE) della cernia bruna
nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed esterno).
25
Questo andamento è confermato dall’analisi formale sia per la densità sia per la
biomassa media per transetto (Tab. 3.1.6 e 3.1.7). Nelle altre zone i valori sono
risultati chiaramente inferiori e simili tra zone B, C ed esterno (Fig. 3.1.6 a, b).
Tab. 3.1.6. PERMANOVA condotta su dati di densità della cernia bruna nell’infralitorale
roccioso. Fattori: Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito. In
grassetto-sottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
Source
df
SS
MS
Pseudo-F P(perm) perms
ZO
3
9,043
3,0143
7,6489 0,0669 9791
DE
1
2,0664
2,0664
8,1364 0,031 9957
TI
1
3,2852
3,2852
4,4973 0,097 8923
LO(ZO)
4
0,85938 0,21484
0,93548 0,5442 9936
ZOxDE
3
0,35547 0,11849
2,5469 0,1199 9960
ZOxTI
3
0,82422 0,27474
0,37611 0,8005 9924
DExTI
1 3,5156E-2 3,5156E-2 4,8128E-2 0,8337 9343
SI(LO(ZO))
8
1,9062 0,23828
0,34463 0,9424 5654
LO(ZO)xDE
4
1,2344 0,30859
0,51724 0,8569 9916
LO(ZO)xTI
4
2,9219 0,73047
1,0565 0,4378 9946
ZOxDExTI
3 7,4219E-2 2,474E-2 3,3868E-2 0,9895 9963
SI(LO(ZO))xDE
8
1,4063 0,17578
1,0976 0,4579 4535
SI(LO(ZO))xTI
8
5,5312 0,69141
2,5166 0,0118 9933
LO(ZO)xDExTI
4
2,9219 0,73047
4,561 0,032 9946
SI(LO(ZO))xDExTI 8
1,2813 0,16016
0,58294 0,7855 9927
Res
192
52,75 0,27474
Total
255
86,496
P(MC)
0,0135
0,0339
0,1025
0,5689
0,1689
0,7745
0,8394
0,9254
0,8104
0,4389
0,9886
0,4499
0,01
0,0333
0,7945
_______________________________________________________________
Tab. 3.1.7. PERMANOVA condotta su dati di biomassa della cernia bruna nell’infralitorale
roccioso. Fattori: Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito. In
grassetto-sottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
Source
df
SS
MS Pseudo-F P(perm)
ZO
3 1,1352E8 3,7841E7
42,147 0,0648
DE
1 3,8264E7 3,8264E7
75,469 0,0002
TI
1 9,0621E5 9,0621E5 4,3462E-2 0,6798
LO(ZO)
4 5,4069E6 1,3517E6 0,15149 0,9981
ZOxDE
3 7,924E7 2,6413E7
56,469 0,0001
ZOxTI
3 1,2238E5
40795 1,9565E-3 0,9802
DExTI
1
4110,6 4110,6 1,3516E-4 0,9638
SI(LO(ZO))
8 9,4725E7 1,1841E7
3,2886 0,0338
LO(ZO)xDE
4 3,6235E6 9,0588E5 0,19408 0,9938
LO(ZO)xTI
4 8,3402E7 2,085E7
5,791 0,0177
ZOxDExTI
3 3,0132E5 1,0044E5 3,3025E-3 0,9933
SI(LO(ZO))xDE
8 6,5296E7 8,162E6
1,2403 0,2472
SI(LO(ZO))xTI
8 2,8804E7 3,6005E6 0,45588 0,9439
LO(ZO)xDExTI
4 1,2165E8 3,0413E7
4,6216 0,0284
SI(LO(ZO))xDExTI
8 5,2644E7 6,5805E6 0,83319 0,6582
Res
192 1,5164E9 7,898E6
Total
255 2,2043E9
perms
9860
9965
9339
9952
9961
9925
9182
9909
9949
9953
9972
9908
9926
9959
9901
P(MC)
0,0006
0,0006
0,8455
0,9973
0,0003
1
0,9909
0,0562
0,9895
0,0175
0,9998
0,3787
0,8858
0,0332
0,5716
_______________________________________________________________
26
Le distribuzioni di taglia della cernia bruna nelle 4 tipologie di zona
caratterizzate da diversi livelli di protezione evidenzia che gli esemplari di taglia
più grande (>60 cm LT) si trovano solo in zona A (Fig. 3.1.7).
Fig. 3.1.10: distribuzione di taglia della cernia bruna nelle 4 tipologie di zona (A, B, C
ed esterno).
27
La corvina, Sciaena umbra (Fig. 3.1.8),
ha mostrato pattern generali simili a
quelli della cernia bruna. Densità e
biomassa, infatti, sono risultati maggiori
in zona A (Fig. 3.1.9 a, b).
Fig. 3.1.8: esemplare di corvina, Sciaena
umbra.
Fig. 3.1.9: densità (a) e biomassa (b) (media±SE) della corvina nelle 4 tipologie di
zona (A, B, C ed esterno).
28
Data l’elevata variabilità, l’analisi formale non ha rivelato differenze apprezzabili
in termini di densità (Tab. 3.1.8), mentre differenze significative per il fattore
Zona sono state riscontrate in termini di biomassa per transetto (3.1.9).
Tab. 3.1.8. PERMANOVA condotta su dati di densità della corvina nell’infralitorale roccioso.
Fattori: Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito.
_______________________________________________________________
Source
ZO
DE
TI
LO(ZO)
ZOxDE
ZOxTI
DExTI
SI(LO(ZO))
LO(ZO)xDE
LO(ZO)xTI
ZOxDExTI
SI(LO(ZO))xDE
SI(LO(ZO))xTI
LO(ZO)xDExTI
SI(LO(ZO)xDExTI
Res
Total
df
3
1
1
4
3
3
1
8
4
4
3
8
8
4
8
192
255
SS
MS Pseudo-F
33,105
11,035
2,095
3,5156E-2 3,5156E-2 0,39301
17,535
17,535 5,1069
5,3594
1,3398 0,58014
0,51172
0,17057 0,43385
16,699
5,5664 1,6212
2,4414
2,4414 0,56054
16,594
2,0742 1,1179
34,922
8,7305 1,3861
13,734
3,4336 1,8505
5,1055
1,7018 0,39073
35,094
4,3867 1,2953
14,844
1,8555 0,74961
17,422
4,3555
1,286
27,094
3,3867 1,3682
475,25
2,4753
715,75
P(perm)
0,0872
0,8058
0,0906
0,8426
0,853
0,266
0,4945
0,4035
0,2871
0,1915
0,7703
0,296
0,6938
0,3488
0,1958
perms
9931
9967
9586
9948
9963
9962
9819
9309
9945
9955
9969
9899
9932
9970
9933
P(MC)
0,2364
0,813
0,0882
0,8088
0,7942
0,3187
0,4948
0,4284
0,3013
0,2204
0,7648
0,3555
0,6539
0,352
0,2229
_______________________________________________________________
Nello specifico, dai test a posteriori si evince come la zona A sia differente da
tutte le altre zone considerate (p<0,05 per tutti e tre i confronti a coppie).
Nessuna differenza è stata invece riscontrata tra le zone B, C ed esterne.
Tab. 3.1.9. PERMANOVA condotta su dati di biomassa della corvina nell’infralitorale roccioso.
Fattori: Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito. In grassettosottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
ZO
3
DE
1
TI
1
LO(ZO)
4
ZOxDE
3
ZOxTI
3
DExTI
1
SI(LO(ZO))
8
LO(ZO)xDE
4
LO(ZO)xTI
4
ZOxDExTI
3
SI(LO(ZO))xDE
8
SI(LO(ZO))xTI
8
LO(ZO)xDExTI
4
SI(LO(ZO))xDExTI 8
Res
192
Total
255
1,0074E9
8,7479E7
8,6546E7
2,2945E8
1,8279E8
1,3041E8
4,6884E7
5,3195E8
1,5805E8
3,897E8
8,5105E7
3,6936E8
5,1287E8
2,4333E8
3,9112E8
8,4739E9
1,2926E10
3,3579E8
8,7479E7
8,6546E7
5,7363E7
6,0931E7
4,3469E7
4,6884E7
6,6493E7
3,9512E7
9,7425E7
2,8368E7
4,617E7
6,4109E7
6,0833E7
4,889E7
4,4135E7
4,2964
1,7167
0,88833
0,74105
1,7938
0,44618
0,7707
1,0372
0,82616
1,5197
0,46633
0,94436
1,4526
1,2443
1,1077
0,017
0,2821
0,4333
0,814
0,1871
0,8458
0,4512
0,427
0,7088
0,1734
0,8084
0,5856
0,0191
0,3237
0,2796
9869
9971
9809
9904
9959
9960
9939
9868
9921
9942
9953
9923
9849
9945
9838
0,0008
0,2126
0,4696
0,8025
0,0935
0,9069
0,5319
0,4665
0,7092
0,1786
0,8857
0,5561
0,0832
0,3013
0,3197
_______________________________________________________________
29
La distribuzione di taglia della corvina (Fig. 3.1.10) mostra come gli individui di
taglia grande (>35 cm LT) siano stati osservati solo in zona A, mentre in zona C
ed all’esterno dell’AMP sono stati registrati solo individui di piccole dimensioni.
Fig. 3.1.10: distribuzione di taglia della corvina nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed
esterno).
30
Il
Fig. 3.1.11: distribuzione di taglia
della corvina nelle 4 tipologie di
zona (A, B, C ed esterno).
sarago
maggiore,
Diplodus
sargus (Fig. 3.1.11) ha mostrato
sia densità (Fig. 3.1.12 a) sia
biomasse (Fig. 3.1.12 b) maggiori
in zona A rispetto a tutte le altre
zone in esame.
Fig. 3.1.11: esemplare di sarago
maggiore, Diplodus sargus.
Fig. 3.1.12: densità (a) e biomassa (b) (media±SE) del sarago maggiore nelle 4 tipologie
di zona (A, B, C ed esterno).
31
Anche le analisi formali (PERMANOVA univariata e confronti a posteriori)
hanno confermato queste evidenze sia in termini di densità (Tab. 3.1.10) sia in
termini di biomassa (3.1.11).
Tab. 3.1.10. PERMANOVA condotta su dati di densità del sarago maggiore nell’infralitorale
roccioso. Fattori: Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito.
_______________________________________________________________
Source
df
SS
ZO
3 2042,8
DE
1 9,7656
TI
1 517,56
LO(ZO)
4 59,906
ZOxDE
3 20,766
ZOxTI
3 139,09
DExTI
1 0,5625
SI(LO(ZO))
8 178,19
LO(ZO)xDE
4 52,406
LO(ZO)xTI
4 130,66
ZOxDExTI
3 3,2188
SI(LO(ZO))xDE
8 145,19
SI(LO(ZO))xTI
8 703,56
LO(ZO)xDExTI
4 120,28
SI(LO(ZO))xDExTI
8 207,81
Res
192 3487,5
Total
255 7819,2
MS Pseudo-F P(perm)
680,92
11,633 0,0171
9,7656
2,9154 0,1639
517,56
15,845 0,0184
14,977
1,8734 0,1292
6,9219
2,6098 0,1163
46,365
1,4194 0,3416
0,5625 1,8706E-2 0,8932
22,273
0,25326 0,9673
13,102
0,81043 0,6434
32,664
0,37141 0,8432
1,0729 3,568E-2 0,9905
18,148
0,69865 0,7096
87,945
4,8417 0,0003
30,07
1,1576 0,3928
25,977
1,4301 0,1806
18,164
perms
9920
9962
9751
9946
9953
9955
9839
9945
9950
9945
9974
9947
9926
9961
9945
P(MC)
0,01
0,1503
0,0173
0,1731
0,1586
0,3518
0,9019
0,9683
0,6419
0,8219
0,9891
0,6904
0,0001
0,3995
0,1865
_______________________________________________________________
Tab. 3.1.11. PERMANOVA condotta su dati di biomassa del sarago maggiore nell’infralitorale
roccioso. Fattori: Zo=zona; De=profondità; Ti=tempo di campionamento; Lo=località; Si=sito. In
grassetto-sottolineato sono riportati i valori di P statisticamente significativi.
_______________________________________________________________
Source
df
SS
MS Pseudo-F P(perm) perms P(MC)
ZO
3
2,0877E8 6,9591E7
8,7876 0,0145 9897 0,0277
DE
1
2,6101E6 2,6101E6
1,4054 0,3709 9968 0,3483
TI
1
1,9238E5 1,9238E5
1,5628 0,2778 9647 0,2803
LO(ZO)
4
3,0922E7 7,7305E6
7,4821 0,0015 9950 0,0023
ZOxDE
3
9,2083E6 3,0694E6
2,8732 0,0913 9948 0,1207
ZOxTI
3
6,0854E5 2,0285E5
1,6478 0,313 9967 0,3139
DExTI
1
1,2331E6 1,2331E6
3,2491 0,1504 9851 0,1419
SI(LO(ZO))
8
8,8649E6 1,1081E6 0,74787 0,6659 9961 0,6604
LO(ZO)xDE
4
3,5768E6 8,942E5
1,98 0,1294 9959 0,164
LO(ZO)xTI
4
4,9241E5 1,231E5 8,3083E-2 0,9838 9961 0,9834
ZOxDExTI
3
9,1856E5 3,0619E5
0,8068 0,5507 9975 0,5549
SI(LO(ZO))xDE
8
3,8144E7 4,768E6
0,5128 0,853 9961 0,8158
SI(LO(ZO))xTI
8
1,1854E7 1,4817E6 0,39075 0,9376 9932 0,9278
LO(ZO)xDExTI
4
1,518E6 3,7951E5 4,0816E-2 0,9949 9957 0,9969
SI(LO(ZO))xDExTI 8 7,4384E7 9,2979E6
2,4521 0,0058 9926 0,0166
Res
192
7,2804E8 3,7919E6
Total
255
1,1213E9
_______________________________________________________________
32
Per quel che concerne la distribuzione di taglia, il sarago maggiore ha mostrato
una chiara e progressiva diminuzione degli individui di taglia maggiore in
relazione al decrescente livello di protezione (Fig. 3.1.13).
Fig. 3.1.13: distribuzione di taglia (LT: lunghezza totale) del sarago maggiore nelle 4 tipologie
di zona (A, B, C ed esterno).
33
3.2 Indagine preliminare sui giovanili e le aree nursery a bassa profondità
Nel complesso delle 4 località indagate sono stati censiti nell’Agosto 2011 i
giovanili appartenenti a 13 taxa della fauna ittica costiera (Tab. 3.2.1).
Tab. 3.2.1. Lista dei taxa della fauna ittica e relativi valori medi di densità (no. individui/50 m2)
dei giovanili censiti presso le 4 località di campionamento (CC: Capo Ceraso; TC: Tavolara
Cimitero; TT: Tavolara Tramontana; IR: Isola Raulino).
Atherina sp.
Chromis chromis
Coris julis
Diplodus sargus
Diplodus puntazzo
Diplodus vulgaris
Mullus surmuletus
Oblada melanura
Symphodus ocellatus
Sarpa salpa
Symphodus roissali
Symphodus tinca
Thalassoma pavo
CC
0.0
33.3
0.0
20.7
0.0
4.3
0.0
15.3
0.0
3.3
0.3
0.7
0.0
TC
6.7
33.3
0.0
10.0
0.0
4.7
0.0
1.3
3.3
0.0
1.0
2.0
0.3
TT
0.0
0.0
0.0
17.0
0.0
4.7
1.0
36.7
0.0
2.0
0.0
1.3
0.0
IR
66.7
33.3
5.0
3.3
0.3
5.3
17.3
0.0
0.7
0.0
1.3
0.0
0.0
Per quel che concerne i dati di densità, i giovanili di Chromis chromis
(castagnola) sono risultati i più abbondanti. Si tratta, tuttavia, di una specie
fortemente gregaria i cui giovanili formano gruppi numerosi sui fondali rocciosi
ricchi di anfratti. A seguire i giovanili di Oblada melanura (occhiata), Diplodus
sargus sargus (sarago maggiore) e Diplodus vulgaris (sarago fasciato o testanera). Da notare che i giovanili dei due Diplodus sono gli unici ad essere
risultati presenti in tutte e 4 le località indagate (Fig. 3.2.1).
34
Fig. 3.2.1: densità dei giovanili delle specie ittiche censite presso le 4 località di indagine
(CC: Capo Ceraso; TC: Tavolara Cimitero; TT: Tavolara Tramontana; IR: Isola Raulino).
35
3.3 Formazione del personale dell’Area Marina Protetta
La formazione del personale dell’Area Marina Protetta nella valutazione dell’ER
tramite l’uso del visual census è cominciata nel 2005 (nell’ambito di una
convenzione tra l’AMP ed il DipTeRis, Università di Genova) ed è poi proseguita
nel tempo (nell’ambito di convenzioni tra l’AMP ed il CoNISMa URL Lecce).
L’attività di formazione si è basata in particolare sull’affiancamento durante
l’attività di campo condotta per l’acquisizione dei dati.
L’Area Marina Protetta ha indicato una unità del suo personale tecnicoscientifico, Dr. Pieraugusto Panzalis, il quale ha sempre accompagnato il
personale scientifico del CoNISMa nelle attività di raccolta dei dati di campo
relative alla presente indagine.
36
3.4 Pubblicazioni scientifiche
Le attività di monitoraggio della fauna ittica presso l’AMP di Tavolara-Punta
Coda Cavallo hanno consentito di pubblicare nel 2009 il seguente lavoro
scientifico su rivista internazionale con impact factor:
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.
Tale contributo è stato recentemente citato come caso di studio nell’ambito del
Booklet internazionale The Science of Marine Reserves (Gaines et al., 2011) di
prossima pubblicazione.
Un ulteriore contributo scientifico è in via di valutazione da parte della rivista
internazionale Journal of the Marine Biology Association of UK, mentre altri
contributi scientifici, in forma di poster o comunicazioni orali, sono stati
presentati a vari congressi di carattere nazionale.
37
4. Conclusioni
Questa indagine, per quel che concerne l’ER nell’infralitorale roccioso,
conferma in generale i risultati ottenuti negli anni precedenti presso l’AMP
Tavolara-Punta Coda Cavallo.
Nello specifico, l’ER è stato osservato esplicarsi sia in termini di densità, sia di
taglia dei pesci e quindi, complessivamente, anche in termini di biomassa.
A livello di struttura dei popolamenti (i.e. composizione in taxa e contributo
relativo alla densità e biomassa), è stato osservato che sostanzialmente la zona
A differisce da tutto il resto, sia in termini di densità, sia di taglia.
Lo stesso pattern è stato osservato anche sulle abbondanze o biomasse totali
(ottenute sommando i contributi di tutti i taxa censiti).
Per quel che concerne le specie target qui usate come indicatori dell’ER (la
cernia bruna, la corvina ed il sarago maggiore), tutte e tre sembrano suggerire
un chiaro ER in zona A rispetto alle altre tipologie di ‘zona’ (B, C ed esterno).
Cernia bruna, corvina e sarago maggiore hanno mostrato maggiori densità,
taglie e biomasse in zona A. A seconda dei casi, in zona B, C ed esterno sono
stati registrati valori comparabili o via via decrescenti (i.e. correlati con il livello
di protezione vigente nelle diverse tipologia di zona ed all’esterno dell’AMP).
Nel complesso, quindi, l’ER presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo
sembra emergere chiaramente per le zone A. Tale ER, in aggiunta, sembra
esplicitarsi soprattutto in un aumento considerevole della taglia, o meglio, nella
presenza di individui di taglia molto grande solo nelle condizioni di massima
protezione (i.e. in zona A).
Per entrare invece nel merito di una accurata comparazione spaziale e
temporale della fauna ittica tra le zone B, C ed esterno nel sublitorale sarebbero
necessarie informazioni quantitative sulle tipologie di pesca permesse (vedi
metodi) e sullo sforzo di prelievo complessivo. La carenza di dati quantitativi
sulla pressione delle singole tipologie di pesca professionale e/o ricreativasportiva che insistono sulle zone B, C ed all’esterno dell’AMP, tuttavia, non
consente di trarre conclusioni definitive. In zona B, infatti, potrebbero
concentrarsi maggiormente i pescatori professionisti, così come in zona C
38
potrebbero concentrarsi i pescatori sportivi che, in assenza dell’AMP,
pescherebbero anche al di fuori dei suoi confini. Questo effetto di attrazione,
che sia puramente psicologico o dovuto alla maggiore abbondanza di pesce
dentro l’AMP, è comunque un fenomeno sempre più comune presso le AMP e
potrebbe addirittura contrastare gli stessi obiettivi di conservazione/gestione
delle zone B e C (aree buffer). Un simile fenomeno potrebbe spiegare perché in
alcuni anni tra zona B, C ed all’esterno dell’AMP Tavolar-Punta Coda Cavallo
non emergono pattern differenti (Di Franco et al., 2009). Urge, da questa
prospettiva, la necessità di avere dati quantitativi sulla distribuzione spaziale
della pesca professionale e sportiva-ricreativa all’interno dell’AMP al fine di
quantificare la reale pressione delle diverse tipologie di pesca e,
conseguentemente, proporre adeguate misure per prevenire effetti deleteri sulla
fauna ittica e la biodiversità locali.
Questi aspetti sarebbero di notevole interesse per meglio gestire le zone B e C.
Resta comunque il fatto che grazie alla protezione efficace (e non solo sulla
carta) nelle zona A dell’AMP Tavolara-Punta Coda Cavallo (vedi Guidetti et al.,
2008) l’ER si osserva molto chiaramente ed oramai da diversi anni.
Il presente studio ha permesso inoltre di fornire prime indicazioni sulle
potenzialità dei tratti costieri a bassa profondità (tra 0 e 3 m di profondità circa)
come habitat nursery per molte specie ittiche costiere.
Questo risultato, sebbene i dati siano limitati nel tempo e nello spazio,
suggerisce comunque che la tipologia costiera inclusa nell’AMP Tavolara-Punta
Cosa Cavallo abbia probabilmente tutte le caratteristiche per essere efficiente in
termini di aree nursery, data la presenza di molte baie riparate e di una ampia
varietà di tipologie di habitat costieri, in grado di soddisfare le necessità di molte
specie costiere (Bussotti e Guidetti, 2011 e referenze ivi contenute), alcune
delle quali di rilevante interesse sia ecologico, sia socio-economico come i
saraghi maggiore e fasciato (Sala et al., 1998; Bussotti et al., 2011).
39
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Appendice
Autori
Paolo Guidetti: nato a Genova il 31 Maggio 1969, è attualmente ricercatore in Zoologia presso
l’Università del Salento (Lecce). Si è laureato in Scienze Biologiche presso l’Università di
Genova ed ha ottenuto il Ph.D. in Ecologia Fondamentale presso l’Università di Lecce. E’ stato
visiting scientist nel 2003 e 2004 presso il prestigioso Scripps Institution of Oceanography
(University of California, San Diego, USA). Ha tenuto corsi universitari riguardanti 1) l’ecologia
della fauna ittica, 2) la biologia e gestione della pesca, 3) la conservazione in ambiente marino
presso le Università di Genova e Lecce/Salento. E’ stato responsabile scientifico di oltre 18
progetti nazionali ed internazionali sulle aree marine protette, con particolare riguardo per la
conservazione dei popolamenti ittici e la gestione sostenibile della piccola pesca artigianale. E’
autore di oltre 150 contributi scientifici, di cui 78 pubblicati su riviste internazionali.
Simona Bussotti: nata a Genova il 25 Aprile 1967, è attualmente assegnista di ricerca presso
l’Università del Salento (Lecce). Si è laureata a Genova in Scienze Biologiche ed ha ottenuto il
Ph.D. in Biologia Ambientale presso l’Università di Siena. Ha partecipato a numerosi progetti
nazionali ed internazionali, anche con incarichi di responsabilità, nell’ambito di ricerche
riguardanti studi di biocenosi di substrato duro (comprese le grotte marine) e Posidonia
oceanica, valutazione dell’effetto riserva e spillover presso Aree Marine Protette, reclutamento
di specie ittiche litorali in ambiente di fondo duro ed a fanerogame marine. Ha tenuto numerosi
seminari presso l’Università del Salento nell’ambito di argomenti inerenti le sue ricerche. E’
autrice di 56 pubblicazioni su riviste nazionali ed internazionali.
Antonio Di Franco: nato a Palermo il 24 Ottobre 1983, è attualmente assegnista di ricerca
presso l’università del Salento (Lecce). Si è laureato in Risorse Biologiche Marine (laurea
specialistica) presso l’Università di Palermo ed ha ottenuto il Ph.D. in Ecologia Fondamentale
presso l’Università del Salento. E’ stato visiting student nel 2008 presso il CEAB-CSIC di Blanes
(Spagna) e nel 2011 presso il Southern Seas Ecology Laboratory di Adelaide (Australia). Ha
partecipato a numerosi progetti sulle aree marine protette, con particolare riguardo per l’effetto
riserva su specie ittiche e bentoniche e sull’effetto della frequentazione turistica sui popolamenti
biologici. E’ autore di oltre 30 contributi scientifici, di cui 7 su riviste internazionali.
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