Consorzio di Gestione Area Marina Protetta Tavolara Punta Coda Cavallo Via Dante, 1 – 07026 – Olbia (SS)
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Consorzio di Gestione Area Marina Protetta di
“Tavolara Punta Coda Cavallo”
Rapporto finale 2007
Intervento B1
Monitoraggio dell’effetto riserva
con la collaborazione
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Premessa
Il presente intervento si inserisce nell’ambito di una serie di attività di monitoraggio previste nel del piano di gestione 2007 dell’Area Marina Protetta (AMP) di Tavolara- Punta Coda Cavallo ed è finalizzato a valutare l’EFFETTO RISERVA ed indagare gli ambienti di SECCA ROCCIOSA. (intervento B1: approvato con DPN-2007-0019116 del 09/07/2007)
EFFETTO RISERVA: la fauna ittica include molte specie bersaglio della pesca, la quale (in ogni sua forma) è vietata nelle zone A delle AMP Italiane. Per questo la fauna ittica è considerata il migliore indicatore per valutare l’efficacia della protezione, la quale può esplicitarsi in un aumento di densità e taglia di specie ittiche bersaglio. Studi preliminari effettuati per la redazione del piano di gestione evidenziano un graduale ma significativo effetto riserva. Monitorare nel tempo la fauna ittica attraverso un appropriato piano di campionamento è quindi cruciale per la gestione perché consente a) di valutare gli effetti di una migliore governance (es. in termini di incremento della sorveglianza) in anni più recenti e b) di comprendere meglio un eventuale recupero a livello ecosistemico, considerando che molte specie ittiche commerciali sono predatori i cui effetti si ripercuotono sull’intera comunità marina.
SECCHE ROCCIOSE: in tutto il Mediterraneo le secche rocciose sono note a pescatori ed operatori dei diving center per l’abbondanza e diversità della fauna ittica che vi si concentra. Molte secche lungo le coste italiane sono state depauperate dalla pesca eccessiva ed hanno perso interesse da parte dei subacquei. Ciò ha implicazioni ecologiche (le secche subiscono danni gravi da una pesca non regolamentata) ed economiche (guadagni a breve termine per i pescatori implicano perdite a lungo termine per i diving ed il loro indotto). Le informazioni scientifiche su questi ambienti, tuttavia, sono molto scarse. Presso il tratto di costa che ospita l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo le secche rocciose sono molto diffuse. Approfondire le conoscenze su questi ambienti, recuperando anche le informazioni pregresse (es. le testimonianze di subacquei e pescatori locali), ha finalità molteplici: a) valutare se la fauna ittica delle secche possa essere un ‘indicatore precoce dell’efficacia protezione; b) individuare eventuali ruoli ecologici delle secche (es. come aree di riproduzione); c) valorizzare questi ambienti e le comunità associate tentando di conciliare resa economica e conservazione (es. limitare la pesca per evitare il sovra-sfruttamento; regolamentare la fruizione subacquea).
Indice
Introduzione ___________________________________________________ 3
Materiali e metodi _______________________________________________ 7
Risultati ______________________________________________________ 13
Conclusioni ___________________________________________________ 26
Bibliografia ___________________________________________________ 30
1. Introduzione
Le Aree Marine Protette (AMP) sono divenute negli ultimi anni uno degli strumenti più popolari su scala mondiale finalizzati alla conservazione degli ecosistemi marini ed alla gestione delle risorse in aree costiere (Halpern, 2003).
L’esigenza di istituire AMP (in cui le attività di pesca sono vietate o regolamentate, così come altre attività antropiche) è scaturita dalle crescenti evidenze che lo sfruttamento eccessivo delle risorse abbia, su larga scala, determinato un intenso impatto sulle popolazioni di specie bersaglio (es.
diminuzione della densità e/o della taglia media) e scompensi a livello di intere comunità ed ecosistemi (Jackson et al., 2001). A ciò va aggiunto il crescente, intenso e diffuso uso da parte dell’uomo delle coste, lungo le quali le popolazioni umane e relative attività si stanno progressivamente concentrando a livello mondiale (Chapman & Bulleri, 2003).
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 totale e/o frequenza di individui di taglia più grande. La valutazione del cosiddetto ‘effetto riserva’ (ER) consiste nello studio del possibile aumento della densità e taglia delle specie bersaglio all’interno di una AMP in confronto ad aree di controllo in cui la pesca è consentita, secondo appropriati piani di campionamento (Guidetti, 2002).
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, 2007; Guidetti and Sala, 2007; Claudet et al., 2006) e/o 2) benefici per la pesca (Vierucci et al., 2006; Harmelin-Vivien et al., 2008). 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 ogni singola AMP (Claudet et al., 2008). Va detto che gli effetti delle AMP non sono potenzialmente limitati a cambiamenti che si realizzano solo all’interno dei confini delle AMP. L’aumento delle taglia, infatti, implica un aumento delle potenzialità di produzione di uova e
larve da parte dei riproduttori (Kellner et al., 2007). Ciò, unito allo spillover, cioè un export di biomassa di pesci adulti attraverso i confini delle AMP (Harmelin- Vivien et al., 2008), può determinare un supporto all’incremento della pesca al di fuori delle AMP (White et al., 2008).
Tutto ciò è alla base del significativo successo, almeno dal punto di vista numerico, che le AMP hanno avuto negli ultimi decenni come strumento di gestione dell’ambiente marino, dell’uso del territorio marino/costiero e delle risorse di pesca. In Mar Mediterraneo le AMP sono aumentate vertiginosamente di numero negli ultimi anni, sebbene la maggior parte sia stata creata nel bacino occidentale (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 (no- access/no-take reserves), quindi, sono (o dovrebbero essere) circondate da aree, con funzione di cuscinetto, caratterizzate da livelli progressivamente meno restrittivi in termini di divieti e regolamentazione delle attività umane. Ciò ha molto senso se riferito allo specifico contesto del Mediterraneo, cioè un bacino le cui coste sono densamente popolate, dove sono presenti grandi città e 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. Le informazioni provenienti da altre regioni del mondo sulle
cosiddette ‘partial reserves’ sono molto limitate (Denny and Babcock, 2004;
Shears et al., 2006). Vi è più di un sospetto che le zone cuscinetto che circondano le 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 che misure adeguate di regolamentazione della pesca complessiva al fine di evitare che tale concentrazione di pescatori (professionisti e non) possa determinare un impatto sulla fauna ittica 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 infine 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 (Boero et al., 2005).
Tra i fondali rocciosi, le secche sono note a pescatori ed operatori dei diving center per l’abbondanza e diversità della fauna ittica che vi si concentra. Molte secche lungo le coste italiane sono state depauperate dalla pesca eccessiva ed hanno perso interesse da parte dei visitatori subacquei. La valutazione della fauna ittica delle secche ed in particolar modo la valutazione dell’ER presso le secche incluse nelle AMP, può essere particolarmente interessante sia per le implicazioni ecologiche (i popolamenti ittici associati alle secche possono subire danni gravi da una pesca non regolamentata), sia economiche (guadagni a breve termine per i pescatori implicano perdite a lungo termine per i diving ed il loro indotto). Malgrado ciò, le informazioni scientifiche su questi ambienti sono molto scarse.
Il presente progetto, condotto presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo, quindi, è finalizzato:
1) al proseguimento del monitoraggio dell’ER in ambiente sublitorale roccioso in zone a riserva integrale (zone A), in zone cuscinetto (zone B e C) ed all’esterno dell’AMP;
2) alla valutazione dell’ER in ambienti di secca rocciosa.
2. Materiali e metodi
2.1 Area e tecnica di campionamento
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).
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. 2.1.1 a, b: area di indagine ed immagine della costa presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo.
a b
Fig. 2.1.2: zonizzazione dell’AMP di Tavolara- Punta Coda Cavallo e localizzazione delle località oggetto del campionamento.
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 Luglio- Agosto 2007, mentre una seconda campagna è effettuata in Novembre- Dicembre dello stesso anno. Nel complesso, quindi, sono stati svolti 256 rilevamenti nel sublitorale roccioso per la valutazione dell’ER.
Per quel che concerne le secche rocciose e la valutazione di un eventuale ER, i censimenti sono stati svolti presso 4 secche, 2 delle quali presenti all’interno dell’AMP e due all’esterno (Fig. 2.1.3). Le due secche selezionate all’interno dell’AMP, Secca del Papa 1 e Secca di Punta Arresto, sono formalmente in zona B, ma essendo punti privilegiati di immersione per i diving, la pesca è vietata per un raggio di circa 500 m. L’esigenza di vietare la pesca presso questi siti nasce primariamente da questioni legate alla sicurezza delle immersioni, ma a tutti gli effetti questi siti sono paragonabili a zone A in cui è consentita l’immersione subacquea. Le secche selezionate al di fuori dell’AMP, Secca di Porto Lucas e Secca del Dromo, sono siti in cui sono consentite tutte le attività di pesca legali (professionali e sportive). I rilevamenti presso le secche sono stati svolti tra i 15 m ed i 35 m di profondità circa. Presso ogni secca sono stati svolti 6 censimenti all’interno dell’intervallo di profondità sopra citato per un totale di 24 rilevamenti. L’unica campagna prevista dal progetto per i rilevamenti sulle secche è stata svolta nell’Agosto 2007.
Fig. 2.1.3: localizzazione delle secche rocciose oggetto del campionamento dentro (a: Papa 1; b: Punta Arresto) e fuori (c:
Porto Lucas; d: Dromo) l’AMP di Tavolara- Punta Coda Cavallo.
a
b d c
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. 2.1.4a, b).
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) sono state utilizzate classi dimensionali di 5 cm.
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.
Oltre ai rilevamenti effettuati in accordo con piani di campionamento formali sono state eseguite anche alcune osservazioni presso alcuni siti ritenuti di particolare interesse per la fauna ittica.
2.2 Disegni di campionamento
Per quel che concerne la valutazione dell’ER nel sublitorale roccioso è stato utilizzato il seguente disegno di campionamento, riferito ad ogni singolo periodo di campionamento:
1. fattore PROTEZIONE (Pr), fisso, con quattro livelli: zona A, B, C ed Esterno;
Fig. 2.1.4: 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.
a
b
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.
A questi fattori va aggiunto il fattore ‘tempo’. Da questa prospettiva, va tenuto presente che le analisi relative alla struttura del popolamento ittico ed alla densità e/o biomassa di alcune ‘specie indicatrici’ (vedi più sotto) sono state condotte includendo anche i dati relativi a due campagne condotte in precedenza (settembre-ottobre 2005 e giugno 2006), nell’ambito di una convenzione tra il Dip.Te.Ris. (Università degli Studi di Genova) ed il Consorzio di Gestione dell’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo. I campionamenti della fauna ittica erano stati compiuti dagli stessi operatori, utilizzando le stesse tecniche e lo stesso disegno di campionamento (Bianchi e Morri, 2006). In questo modo è stato possibile irrobustire i dati così da trarre conclusioni sulla base di una serie temporale più lunga (4 invece che 2 periodi di campionamento). Formalmente il fattore ‘Tempo’ (Ti) è stato così trattato come random, ortogonale, con 4 livelli.
In sintesi, quindi, per ogni tipologia di zona (A, B, C ed Esterno) sono state selezionate due località. In ciascuna località sono stati ulteriormente selezionati (randomicamente) due siti (i.e. tratti di litorale di alcune decine-centinaia 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.
Per quel che concerne le secche rocciose il disegno di campionamento è più semplice ed è basato sulla analisi delle seguenti potenziali fonti di variabilità (i.e. fattori):
1. fattore PROTEZIONE (Pr), fisso, con due livelli: protetto vs non protetto;
2. fattore LOCALITA’ (Lo), formalmente random, gerarchizzato (nested) in Pr, con due livelli.
Nella pratica sono state scelte due secche protette dalla pesca e due aperte alla pesca (all’esterno dell’AMP), presso ognuna delle quali sono stati effettuati n=6 visual census (i.e. repliche) all’interno dell’intervallo batimetrico dei 15-35 m (per un totale di 24 censimenti visuali).
2.3 Analisi dei dati
I dati raccolti 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).
Per quel che concerne i dati relativi al sublitorale roccioso, 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 Bray- Curtis, 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) su dati trasformati in radice quadrata (radq(x)) al fine di evitare che le specie più
comuni ed abbondanti “pesassero” troppo nello stabilire eventuali differenze tra campioni.
La visualizzazione dei pattern multivariati è stata ottenuta mediante nMDS (non- metric 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.
L’analisi della varianza (ANOVA) 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.
Per quel che concerne i popolamenti ittici associati alle secche rocciose i dati sono stati analizzati in un primo tempo attraverso Permanova e visualizzati mediante nMDS, mentre in un secondo tempo è stata usata la procedura CAP (Canonical Analysis of Principal Coordinates; Anderson e Willis, 2003) per meglio evidenziare le differenze tra popolamenti in ragione della ipotesi in esame, cioè il contrasto tra secche protette e secche soggette a pesca.
Sui dati di densità del sarago maggiore, della cernia bruna e della corvina è stata condotta una ANOVA per evidenziare potenziali effetti della protezione in ambienti di secca rocciosa, mentre le taglie sono state rappresentate in grafico, ma non comparate formalmente dal momento che il numero degli esemplari è risultato variabile tra le secche ed in alcuni casi molto basso.
3. Risultati
3.1 “Effetto Riserva” nel sublitorale roccioso: comparazione tra zone A, B, C ed esterno
Nel sublitorale roccioso sono stati censiti complessivamente 59 taxa della fauna ittica (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.
Famiglia Specie
Apogonidae Labrus viridis Scorpaena scrofa Apogon imberbis Symphodus cinereus
Symphodus doderleini Serranidae
Balistidae Symphodus mediterraneus Anthias anthias Balistes capriscus Symphodus melanocercus Epinephelus costae
Symphodus ocellatus Epinephelus marginatus Blennidae Symphodus roissali Serranus cabrilla Parablennius gattorugine Symphodus rostratus Serranus scriba Parablennius pilicornis Symphodus tinca
Parablennius rouxi Thalassoma pavo Sciaenidae
Parablennius zvonimiri Sciaena umbra
Moronidae Carangidae Dicentrarchus labrax Sparidae
Seriola dumeriili Boops boops
Mugilidae Dentex dentex
Congridae Diplodus annularis
Conger conger Mullidae Diplodus puntazzo
Mullus surmuletus Diplodus sargus
Centracanthidae Mullus barbatus Diplodus vulgaris
Spicara maena Oblada melanura
Spicara smaris Muraenidae Pagrus pagrus Murena helena Sarpa salpa
Gobiidae Sparus aurata
Gobius cobitis Phycidae Spondyliosoma cantharus Gobius bucchichi Phycis phycis
Gobius cruentatus Sphyraenidae
Gobius geniporus Pomacentridae Sphyraena viridensis Gobius paganellus Chromis chromis
Gobius vittatus Tripterygiidae
Scorpaenidae Tripterygion delaisi Labridae Scorpaena maderensis Tripterygion melanurus Coris julis Scorpaena notata
Labrus merula Scorpaena porcus
Considerando la densità totale (no. di ind./125-2) è stata osservata una variabilità piuttosto elevata dell’intero popolamento ittico a scale spaziali relativamente piccole (i.e. 10-1, 10-2 metri), mentre le differenze non sono risultate significative tra i 4 livelli di protezione (Tab. 3.1.2). Un tale pattern, per altro, è risultato essere consistente tra le 4 campagne di campionamento, fatto tecnicamente evidenziato dalla non-significatività statistica dell’interazione tra i fattori “Tempo x Zona” (Tab. 3.1.2).
Tab. 3.1.2. Permanova condotta su dati di abbondanza totale della fauna ittica. Fattori:
Ti=tempo; Zo=zona; De=profondità; Lo=località; Si=sito.
Source d.f. MS Pseudo- f P (perms)
Ti 3 7537.4 4.1805 0.0005
Zo 3 8974.4 1.3158 0.2109
De 1 5010.7 2.3424 0.0301
Lo(Zo) 4 5922.1 2.1881 0.0028
TixZo 9 2268.8 1.2583 0.1947
TixDe 3 1482.9 2.137 0.0163
ZoxDe 3 1680.8 1.4794 0.0754
Si(Lo(Zo)) 8 1147.9 2.1467 0.0009 TixLo(Zo) 12 1803 3.3718 0.0001
Lo(Zo)xDe 4 952.45 0.97019 0.5468 TixZoxDe 9 652.77 0.9407 0.5834 TixSi(Lo(Zo)) 24 534.72 0.7269 0.9927 Si(Lo(Zo))xDe 8 860.36 1.5488 0.045 TixLo(Zo)xDe 12 693.93 1.2492 0.1251 TixSi(Lo(Zo))xDe 24 555.51 0.75516 0.9853
Res 384 735.62
La figura 3.1.1 non mostra alcuna chiara separazione tra le 4 differenti zone, sebbene i centroidi relativi alla zona A tendano a discostarsi dal resto.
Fig. 3.1.1: densità totali. nMDS dei centroidi relativi alle 4 tipologie di zona nei 4 periodi di campionamento.
Diversamente dai dati di abbondanza, le analisi multivariate condotte sulle biomasse totali hanno evidenziato una differenza statisticamente significativa relativamente al livello di protezione (Tab. 3.1.3). I test a posteriori evidenziano che la zona A differisce da tutto il resto (zone B, C ed EXT).
Tab. 3.1.3. Permanova condotta su dati di biomassa totale della fauna ittica. Fattori: Ti=tempo;
Zo=zona; De=profondità; Lo=località; Si=sito.
Source d.f. MS Pseudo- f P (perms)
Ti 3 9958.4 4.224 0.0002
Zo 3 27811 3.4427 0.0022
De 1 9963.8 3.1648 0.007
Lo(Zo) 4 5443.3 1.5347 0.0366
TixZo 9 3319.7 1.4081 0.0884
TIxDe 3 2007.4 1.8465 0.0379
ZoxDe 3 2400.9 1.3548 0.0988
Si(Lo(Zo)) 8 1713.4 2.1296 0.0002 TixLo(Zo) 12 2357.6 2.9302 0.0001
Lo(Zo)xDe 4 1484.5 0.88437 0.7205 TixZoxDe 9 1090.1 1.0027 0.4879 TixSi(Lo(Zo)) 24 804.57 0.74256 0.9976 Si(Lo(Zo))xDe 8 1523.8 1.8481 0.0033
TixLo(Zo)xDe 12 1087.1 1.3185 0.0606 TixSi(Lo(Zo))xDe 24 824.53 0.76098 0.9954
Res 384 1083.5
Il plot nMDS relativo alle biomasse totali (Fig. 3.1.2), differentemente da quello relativo alle densità, mostra una netta separazione tra i popolamenti ittici delle zone A rispetto a tutto il resto. Tali
differenze sono state determinate, in particolare, da 7 specie: la triglia di
Fig. 3.1.2: biomasse totali. nMDS dei centroidi relativi alle 4 tipologie di zona nei 4 periodi di campionamento.
scoglio (Mullus surmuletus), la cernia bruna (Epinephelus marginatus), il sarago pizzuto (Diplodus puntazzo), il sarago maggiore (Diplodus sargus), la perchia (Serranus cabrilla), il tordo nero (Labrus merula) e la corvina (Sciaena umbra).
Tali specie hanno mostrato biomasse più elevate nelle zone A rispetto alle altre zone.
In generale (mettendo insieme i dati relativi ai 4 periodi di campionamento), le abbondanze totali non sono risultate differenti tra le 4 zone (Fig. 3.1.3 a), mentre le biomasse totali sono risultate significativamente superiori in zona A rispetto al resto (le biomasse sono risultate comparabili in zona B, C ed all’esterno dell’AMP) (Fig. 3.1.3 b).
Fig. 3.1.3: densità (a) e biomassa totale (b) della fauna ittica (media±SE) nelle diverse tipologie di zona (pooling tra località, siti, profondità e tempi).
Per quel che concerne le tre specie bersaglio della pesca, che presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo sono anche utili come indicatori dell’ER, i risultati sono tutto sommato concordanti, con qualche piccola differenza di seguito spiegata.
La cernia bruna (Epinephelus marginatus; Fig. 3.1.4) ha
mostrato sia una densità, sia una biomassa media totale maggiore nelle zone A, in tutti e 4 i tempi di campionamento. Non
sono risultate significative, per contro, le differenze in entrambe le variabili tra zone B, C ed esterno (Fig.
3.1.5).
Fig. 3.1.4: esemplare di cernia bruna, Epinephelus marginatus.
Fig. 3.1.5: densità e
biomassa (media±SE) della cernia bruna nelle 4
tipologie di zona (A, B, C ed esterno) in ognuno dei 4 tempi di campionamento.
Per quel che concerne la distribuzione di taglia (Fig.
3.1.6) appare ben chiaro come in zona A vi siano gli esemplari di taglia massima più grande, così come maggiore è la frequenza (al di là delle taglie massime) di individui di taglia cospicua (oltre i 50 cm).
La corvina, Sciaena umbra (Fig. 3.1.7), ha mostrato un pattern del tutto simile a quello della cernia bruna.
Densità e biomassa, infatti, sono risultati maggiori in zona A, mentre le differenze non sono risultate statisticamente significative tra zona B, C ed esterno (Fig. 3.1.8)
Fig. 3.1.6: distribuzione di taglia della cernia bruna nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed esterno).
Fig. 3.1.7: esemplare di corvina, Sciaena umbra.
La distribuzione di taglia della corvina, relativamente alle 4 tipologie di zona, è riportata in Fig. 3.1.9.
Appare evidente come sia la taglia massima, sia la classe modale siano maggiori in zona A, mentre non emergono sostanziali differenze tra le altre zone.
Fig. 3.1.8: densità e biomassa (media±SE) della corvina nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed esterno) in ognuno dei 4 tempi di campionamento.
Fig. 3.1.9: distribuzione di taglia della corvina nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed esterno).
Infine, per quel che concerne il sarago maggiore, Diplodus sargus (Fig. 3.1.10), i risultati relativi alle differenze tra tipologia di zona non sono risultati coerenti tra i dati di densità e biomassa totale (Fig.
3.1.11). Infatti, nel computo complessivo non è stata registrata alcuna differenza significativa
tra zone in relazione alla densità totale. Nei primi tre tempi è risultata leggermente maggiore in zona A, mentre nell’ultimo tempo di campionamento è risultata maggiore al di fuori delle zone A (Fig.
3.1.11). Per contro, la biomassa è risultata
significativamente maggiore in zona A rispetto alle altre tipologie di zona, tra le quali non sono emerse differenze significative (Fig. 3.1.11).
Fig. 3.1.10: esemplare di sarago maggiore, Diplodus sargus.
Fig. 3.1.11: densità e biomassa (media±SE) del sarago maggiore nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed esterno) in ognuno dei 4 tempi di campionamento.
Per quel che concerne la distribuzione di taglia, il sarago maggiore ha mostrato sia una taglia massima assoluta, sia una frequenza di individui di grandi dimensioni (> 30 cm LT) chiaramente maggiori in zona A (Fig. 3.1.12).
Fig. 3.1.12: distribuzione di taglia del sarago maggiore nelle 4 tipologie di zona (A, B, C ed esterno).
3.2 “Effetto Riserva” presso gli ambienti di secca rocciosa
Per quel che concerne le secche rocciose, nell’Agosto 2007 sono stati censiti complessivamente 39 taxa della fauna ittica (Tab. 3.2.1).
Tab. 3.2.1: Lista complessiva dei taxa della fauna ittica censiti in ambienti di secca rocciosa presso l’AMP Tavolara-Punta Coda Cavallo ed all’esterno.
Famiglia Specie
Apogonidae Symphodus mediterraneus Sciaenidae Apogon imberbis Symphodus melanocercus Sciaena umbra
Symphodus ocellatus
Blennidae Symphodus rostratus Sparidae Parablennius rouxi Symphodus tinca Dentex dentex Parablennius tentacularis Thalassoma pavo Diplodus annularis Parablennius zvonimiri Diplodus puntazzo
Mullidae Diplodus sargus Centracanthidae Mullus surmuletus Diplodus vulgaris
Spicara maena Oblada melanura
Spicara smaris Muraenidae Sarpa salpa Murena helena Sparus auratus
Gobiidae Spondyliosoma cantharus
Gobius cruentatus Pomacentridae
Gobius geniporus Chromis chromis Sphyraenidae
Gobius vittatus Sphyraena viridensis
Serranidae Labridae Anthias anthias Tripterygiidae
Coris julis Epinephelus marginatus Tripterygion delaisi Labrus merula Serranus cabrilla Tripterygion melanurus Labrus viridis Serranus scriba
Symphodus doderleini
I popolamenti osservati presso le due secche protette e presso le due secche non protette non hanno evidenziato differenze significative in seguito ad analisi multivariata condotta con Permanova (Tab.3.2.2).
Tab. 3.2.2. Permanova condotta su dati di abbondanza totale della fauna ittica. Fattori:
Pr=Protezione; Lo=località (vedi Metodi per i dettagli).
PERMANOVA table of results
Unique Source df SS MS Pseudo-F P(perm) perms P(MC) PR 1 3667.6 3667.6 1.4653 0.3331 3 0.2526 LO(PR) 2 5005.9 2503 4.0967 0.0001 9929 0.0002 Res 20 12219 610.97
Per contro è risultata molto elevata (e statisticamente significativa) la variabilità tra secche (formalmente indicate come ‘località’; Tab. 3.2.2), come anche evidenziato dal plot nMDS (Fig. 3.2.1).
Transform: Log(X+1)
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
PRvsPELOC PR1 PR2 PE1 PE2
2D Stress: 0.17
I punti relativi ai censimenti condotti presso le secche protette sono ben distinti, in pratica, solo per la secca del Papa (indicati come PR1 nel grafico) (Fig.
3.2.1). I dati relativi alle abbondanze hanno comunque evidenziato una variabilità non trascurabile tra le diverse secche a prescindere dalla protezione.
La CAP analysis, che tende a far emergere maggiormente differenze tra gruppi strettamente associati all’ipotesi sotto esame (in questo caso le differenze in relazione alla protezione a prescindere dalla variabilità tra le diverse secche), ha evidenziato una differenza apprezzabile statisticamente (δ2=0.667; p=0.001) tra i popolamenti ittici associati alle secche rocciose protette rispetto a quelle aperte alla pesca.
Per quel che concerne le tre specie ittiche utilizzate come indicatori dell’ER nella presente indagine, solo la corvina è risultata, in prima istanza,
Fig. 3.2.1: nMDS dei censimenti visuali condotti presso due secche protette (PR1, PR2) e due secche non protette ed aperte alla pesca (PE1, PE2).
significativamente più abbondante presso le secche protette rispetto a quelle non protette (Fig.
3.2.2). L’ANOVA, infatti, ha evidenziato come significativo il fattore
‘protezione’ (F=72.0;
p=0.014), mentre non significativa è risultata la variabilità tra secche a prescindere dalla protezione (F=0.03; p=0.97). Il sarago maggiore e la cernia bruna hanno mostrato una scarsa variabilità tra secche (non significativa;
entrambi i valori di p>0.25) per cui si è proceduto con il pooling dei dati (eliminando il fattore ‘località’) così da rendere più potente il test relativo alla protezione, la quale è risultata significativa sia per il sarago maggiore (F=8.62;
p=0.007), sia per la cernia bruna (F=5.96;
p=0.023). La fig. 3.2.2 mostra densità maggiori presso le secche protette per tutte e tre le specie.
Anche la taglia degli esemplari di tutte e tre le specie ittiche censiti presso le secche protette è risultata maggiore rispetto alle secche non protette (Fig.
3.2.3).
Fig. 3.2.2: densità (media±SE) del sarago maggiore, cernia bruna e corvina presso due secche protette (Papa, Arresto) e due secche aperte alla pesca (Porto Lucas, Dromo).
Fig. 3.2.3: taglia (LT: media±SE) del sarago maggiore, cernia bruna e corvina presso le secche protette e non protette (aperte alla pesca).
3.3 Osservazioni effettuate in siti di interesse per la fauna ittica
Al termine della campagna di campionamento dell’Agosto 2007 sono state compiute alcune osservazioni in apnea in diversi siti di interesse all’interno dell’AMP (siti noti in passato per la pesca subacquea). Qui di seguito vengono commentate le osservazioni facendo riferimento alle località:
1) tra Tavolara ed il relitto nei pressi dell’Isola Rossa sono presenti ammassi rocciosi ricchi di tane intorno ai 6-7 m di profondità. Vi erano ospitati numerosi saraghi maggiori di taglia cospicua (tra 25 e 35 cm LT), un’orata (Sparus aurata, 35 cm LT) e qualche grosso esemplare di barracuda, Sphyraena viridensis (tra 80 e 120 cm LT);
2) tra Molara e Monte Pedrosu sono presenti grossi mammelloni granitici intorno ai 16-18 m, con spacchi colmi di saraghi e corvine;
3) tra Capo Coda Cavallo e Molara sono presenti ammassi di rocce intorno ai 20 m con cernie di 30-50 cm LT, grossi saraghi intorno ai 35 cm LT e saraghi fasciati negli spacchi;
4) tra Capo Coda Cavallo e Molara sono anche presenti rocce piatte con tane intorno ai 22-24 m che ospitano soprattutto saraghi maggiori;
5) le Secche di Molarotto, nei pressi del limite della zona A ed intorno ai tre fratelli ospitano alcuni cappelli intorno ai 16 m e fondali sui 30-32 m con presenza di cernie tra 4 e 10 kg, dentici sui 70-80 cm LT, grosse corvine e saraghi in parte a mezz’acqua;
6) oltre Capo Coda Cavallo, verso san Teodoro, vi sono molti punti con rocce piatte intorno ai 6-8 m con tane di corvine medio-grandi e saraghi maggiori di grossa taglia;
7) di fronte alla spiaggia della ‘Conta’, a San Teodoro, vi sono agglomerati di massi granitici con tagli pieni di corvine medio-piccole.
4. Conclusioni
Questa indagine ha innanzitutto permesso di continuare a compilare l’elenco dei taxa della fauna ittica presenti presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo. Da questa prospettiva, sono stati censiti 59 taxa nell’infralitorale roccioso e 39 taxa presso le secche rocciose indagate. Tale differenza nella ricchezza specifica va attribuita da una parte al maggior sforzo di campionamento presso i substrati rocciosi dell’infralitorale costiero rispetto alle secche (256 vs 24 censimenti, rispettivamente), al fatto che l’infralitorale roccioso è stato campionato in due periodi dell’anno e le secche in uno solo, ma anche al fatto che le secche rappresentano ambienti molto particolari in cui, per esempio, scarseggiano le fasi giovanili di specie ittiche. Le secche, quindi, potrebbero ospitare dense aggregazioni di pesci appartenenti solo ad un subset di specie solitamente associate ai fondali rocciosi infralitorali.
Per quanto concerne l’ER nell’infralitorale roccioso è apparso chiaro che esso tende ad esplicarsi in particolar modo in termini di incremento della taglia.
Infatti, il confronto tra le 4 tipologie di zona relativamente ai dati delle densità assolute dei popolamenti ittici non ha mostrato alcuna differenza significativa tra zone A, B, C ed esterno. Va tenuto presente, tuttavia, che il dato della densità può essere numericamente influenzato dalla presenza (a volte numerosa) di giovanili o subadulti che possono essere abbondanti anche in zone esterne a quelle protette in quanto le taglie ridotte non sono target per la pesca.
Diversamente dalle abbondanze, il confronto tra i popolamenti ittici valutati in termini di biomassa (fortemente influenzata dalle taglie degli esemplari) ha evidenziato che i popolamenti delle zone A sono significativamente differenti rispetto a tutto il resto e che le differenze sono non significative tra zona B, C ed esterno.
La densità totale della fauna ittica è risultata non essere statisticamente differente tra zone A, B, C ed esterno (malgrado la densità maggiore fosse emersa in zona A). Per contro, la biomassa totale è risultata significativamente maggiore in zona A rispetto alle zone B, C ed esterno (tra loro non statisticamente differenti).
Così come per l’intero popolamento, la biomassa ittica totale risponde alle differenze nelle taglie. La taglia, da questa prospettiva, sembra essere un indicatore dell’ER più informativo rispetto alla densità (almeno per l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo).
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 (similmente alle analisi sull’interno popolamento e sulle biomasse totali).
La cernia bruna e la corvina hanno mostrato maggiori densità, taglie e biomasse in zona A, mentre valori comparabili sono stati osservati in zona B, C ed esterno. Vale la pena sottolineare che i valori osservati nel secondo anno di studio (le ultime due campagne di campionamento) sono risultati inferiori rispetto all’anno prima e che tale riduzione è stata osservata in particolar modo presso la zona A di Molarotto. Se questo sia attribuibile ad una variazione temporale del tutto naturale o a qualche incursione di pescatori illegali nella zona A più lontana da costa potrà essere chiarito solo dai campionamenti futuri.
Il sarago maggiore, invece, non ha mostrato differenze significative tra zone nelle densità, mentre la biomassa è risultata maggiore in zona A (le differenze tra zone B, C ed esterno sono risultate trascurabili).
Ciò implica che l’ER su cernia bruna e corvina tende ad esplicitarsi in un aumento di densità e taglia, mentre per il sarago maggiore emerge principalmente un aumento cospicuo della taglia degli esemplari.
Per quel che concerne le secche, l’analisi condotta sui dati dell’unica campagna di campionamento non consentono di trarre conclusioni molto robuste, ma sembra emergere da un lato una marcata variabilità nella struttura dei popolamenti ittici tra le varie secche e dall’altro, in ogni caso, una differenza, seppur non molto marcata, tra le secche protette e quelle non protette. Densità e taglia di tutte e tre le specie target sono risultate maggiori presso le secche protette rispetto a quelle non protette. Densità e taglie degli esemplari censiti sono sembrate comparabili tra sublitorale roccioso e secche (forse leggermente superiori presso le secche, ma non in modo molto marcato).
Le osservazioni condotte presso i siti in passato noti come ‘interessanti’ per i pescatori subacquei locali mettono in evidenza, al di là dei campionamenti standard, che esistono molti punti dell’AMP (ignoti ai più) in cui si aggregano grossi esemplari di specie target, come cernie, corvine, saraghi, etc. Tali siti ospitano un notevole numero di riproduttori che potrebbero essere importanti nel contribuire al mantenimento delle popolazioni locali.
In conclusione, l’ER presso l’AMP di Tavolara-Punta Coda Cavallo sembra emergere chiaramente per le zone A (sublitorale roccioso) e le secche protette.
La fauna ittica presso le zone B, C ed esterno nel sublitorale non pare differenziarsi in modo particolarmente marcato. Questo risultato è in parte inatteso perché tra zona B, C ed esterno aumentano, almeno in teoria, le tipologie di pesca permesse (vedi metodi). La carenza di dati quantitativi sulla pressione delle singole tipologie di pesca professionale e/o ricreativa-sportiva 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 potrebbero concentrarsi i pesca-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 tra zona B, C ed all’esterno dell’AMP non emergono pattern differenti. 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 le adeguate misure per prevenire effetti deleteri sulla fauna ittica e la biodiversità locali.
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 piacevole 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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