Artículos

 

Tráfico de barcos en aguas de Lampedusa (Estrecho de Sicilia, Mar Mediterráneo) y su relación con la distribución costera del delfín nariz de botella (Tursiops truncatus)*

 

Boat traffic in Lampedusa waters (Strait of Sicily, Mediterranean Sea) and its relation to the coastal distribution of common bottlenose dolphin (Tursiops truncatus)**

 

G La Manna^{1, 2}*, S Clò², E Papale³, G Sarà⁴

 

¹ Dipartimento di Biologia evolutiva e funzionale, Università di Parma, Viale Usberti 86, 43100 Parma, Italy. *E–mail: gabriella.lamanna@gmail.com

² Centro Turistico Studentesco, Dipartimento Conservazione della Natura, Via Albalonga 3, 00161 Roma, Italy.

³ Dipartimento di Biologia Animale e dell'Uomo, Università degli Studi di Torino, Via Accademia Albetina 13, 10123 Torino, Italy.

⁴ Dipartimento di Ecologia, Università di Palermo, Via delle Scienze, Ed. 16, 90128 Palermo, Italy.

 

Recibido en julio de 2008
Aceptado en enero de 2010

 

ABSTRACT

The volume of boat traffic and its potential connection to the coastal distribution of the common bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) was evaluated off Lampedusa Island (Strait of Sicily). From July to September 2006 daily surveys were carried out at eight sites along the coast, three times a day, to assess the number, type, and size of boats moving, fishing, or stationed in Lampedusa waters. The study area was divided into four geographic areas: northwest, northeast, southwest, and southeast. Data were analyzed to determine the difference in the number of boats among the areas, sampling months, and times of day. The presence of dolphins was monitored by standardized land–based observations. Dolphins (n = 139) from 38 sightings were observed throughout the study period (90 days). In order to compare the presence of dolphins among areas, a relative abundance index was used: A–EH (number of sighted specimens per effort hour). Common bottlenose dolphins appeared to be broadly distributed around Lampedusa, although this study highlighted a possible overlap between their habitat, boat traffic, and fishery, especially in the southwest.

Key words: Tursiops truncatus, boat traffic, distribution, Lampedusa Island, Mediterranean Sea.

 

RESUMEN

Se evaluó el volumen de tráfico de barcos y su conexión potencial con la distribución costera del delfín nariz de botella (Tursiops truncatus) en las aguas circundantes a la Isla de Lampedusa (Estrecho de Sicilia). De julio a septiembre de 2006 se llevaron a cabo monitoreos en ocho sitios a lo largo de la costa, tres veces al día, para determinar el número, tipo y tamaño de barcos moviéndose, pescando o estacionarios en las aguas de Lampedusa. La zona de estudio se dividió en cuatro áreas geográficas: noroeste, noreste, suroeste y sureste. Los datos se analizaron para determinar la diferencia entre el número de barcos en las áreas estudiadas, meses de muestreo y horarios diurnos. La presencia de delfines se monitoreó mediante observaciones estandardizadas desde tierra. Se observaron delfines (n = 139) de 38 avistamientos a lo largo del periodo de estudio (90 días). Para comparar la presencia de delfines entre las áreas se utilizó un índice de abundancia relativa: A–EH (número de especímenes observados por hora de esfuerzo). Los delfines nariz de botella parecieron estar ampliamente distribuidos alrededor de Lampedusa, aunque este estudio resaltó un posible traslapo entre su hábitat, tráfico de barcos y pesquería, especialmente en el suroeste.

Palabras clave: Tursiops truncatus, tráfico de barcos, distribución, Isla de Lampedusa, Mar Mediterráneo.

 

INTRODUCCIÓN

A nivel mundial, los mamíferos marinos que habitan aguas costeras, tales como los delfines nariz de botella, están expuestos a disturbios antropogénicos (Notarbartolo di Sciara 2002), de los cuales el tráfico de barcos recreacionales y pesqueros representa una de las principales amenazas a su salud (Parsons et al. 1999). De hecho, el tráfico marino se considera una amenaza significativa para toda la biodiversidad en zonas costeras (sensu Sarà et al. 2007). El delfín nariz de botella Tursiops truncatus (fig. 1) tiene una mayor interacción con embarcaciones que otras especies (Liret 2001), ya que frecuentemente nada en las olas formadas por la proa de los barcos recreacionales, o se acerca y se asocia con ellos (Evans 2003). La mayoría de los estudios sobre el efecto del tráfico de barcos sobre los delfines principalmente consideran los patrones de comportamiento y han evidenciado respuestas típicas de corto y largo plazo. La respuesta a corto plazo al tráfico de barcos es extremadamente variable y no se mantiene con el tiempo, variando tanto a nivel de especie como de individuo (David 2002, 2003). A corto plazo, la respuesta observada aparentemente depende específicamente de cómo los delfines individuales perciben al "intruso", su habituación a un ruido específico y la habilidad fisiológica de cada especie para localizar una embarcación (David 2002). En contraste, los efectos a largo plazo del tráfico de barcos sobre las respuestas de los delfines se estabilizan con el tiempo. El tráfico marino puede ocasionar desviaciones más o menos permanentes de comportamientos, como timidez y la tendencia a evitar las embarcaciones (Richardson et al. 1995), desplazamiento de la zona afectada (Hudnall 1978, Baker y Herman 1989) y pérdida auditiva como resultado de una exposición continua y prolongada al ruido de los barcos (Erbe 2002). Estas desviaciones de los patrones naturales de comportamiento aparentemente tienen efectos prolongados y directos sobre la salud de las especies, ya que influyen en su reproducción, crianza, búsqueda de alimento y descanso (David 2002). En consecuencia, el efecto del tráfico de barcos, en términos del ruido producido y la interacción con delfines, es considerado una verdadera amenaza a la salud de las especies, aunque aún falta determinar cuáles de sus aspectos producen respuestas de los delfines. Existe poca información para estudiar las consecuencias de la propulsión, movimiento y velocidad de las embarcaciones, así como la distancia entre éstas y los delfines. Además, para determinar los efectos a corto y largo plazo del tráfico de barcos sobre los delfines, se requiere de mayor esfuerzo para identificar los patrones y volumen del tráfico, así como la evolución de tendencias espaciales y temporales.

En el Mar Mediterráneo, los delfines nariz de botella son muy comunes y una de las comunidades más densas se localiza alrededor de la Isla de Lampedusa (archipiélago de las Pelagias, Estrecho de Sicilia). Entre mayo y octubre, un gran número de turistas visita esta isla y el turismo marino es uno de los principales recursos económicos de los habitantes. Barcos pesqueros, principalmente del puerto local, también utilizan las aguas circundantes. Por tanto, debido al gran número de embarcaciones y la alta densidad de delfines, se puede utilizar esta zona como modelo para analizar los efectos potenciales del tráfico de barcos sobre T. truncatus.

Este trabajo se realizó en las inmediaciones de la Isla de Lampedusa para evaluar el nivel de tráfico marino en esta zona y su impacto potencial sobre los delfines nariz de botella. Los objetivos principales de este estudio fueron determinar (1) si el tráfico de barcos es diferente entre áreas geográficas a lo largo del periodo de estudio, en total y en relación con el tipo de barco; (2) si el tráfico de barcos es diferente entre distintos horarios diurnos y meses durante el periodo de estudio; (3) si la distribución costera de T. truncatus difiere entre áreas geográficas durante el periodo de estudio; y finalmente (4) si las diferencias en el tráfico de barcos, tanto en términos de la cantidad y el tipo de embarcaciones, afecta la distribución costera de esta especie.

 

MATERIALES Y MÉTODOS

Área de estudio

Lampedusa es la isla más grande de las tres que conforman el archipiélago de las Pelagias en el Estrecho de Sicilia, sur de Italia (35°29'28"–35°21'39" N,12°30'54'' –12°37'55'' E). La costa y el lecho marino de la isla varían de sur a norte. La costa del sur consiste de una serie de cañones formando una sucesión de promontorios altos y playas arenosas pequeñas en ensenadas profundas. El fondo con pendiente suave alcanza una profundidad máxima de 120 m hasta la costa occidental de Tunicia y de 300 m en la costa oriental de Lampedusa. La costa del norte consiste de riscos altos y empinados; no hay playas y el fondo cae abruptamente, alcanzando una profundidad de 300 m a aproximadamente 1 km de la costa. La zona de estudio se dividió en cuatro áreas geográficas según el nivel de protección dentro de las tres zonas del Área Marina Protegida de las Islas Pelagias, diferentes aspectos morfológicos y el uso del agua por embarcaciones: noroeste (NW), noreste (NE), suroeste (SW) y sureste (SE) (fig. 2).

Recolección de datos

El monitoreo del tráfico de barcos se realizó mediante el conteo sistemático de las embarcaciones en las aguas de las cuatro áreas geográficas (NE, SE, SW y NW) de la Isla de Lampedusa durante el verano (julio a septiembre) de 2006 (ver fig. 2). En cada área, se localizaron dos sitios de observación (ocho sitios en total); sin embargo, debido a la presencia de un puesto militar y a la morfología de la isla, las observaciones en la parte sur generalmente se limitaron a un sitio por área. Los conteos se realizaron diariamente, seis días a la semana y durante diferentes horarios del día: mañana (09:00–12:00), tarde (13:00–16:00) y atardecer (17:00–20:00). Para evitar la pseudoreplicación (sensu Hurlbert 1984), los sitios de observación fueron escogidos diariamente, independiente de las condiciones climáticas, de forma aleatoria (Sokal y Rohlf 1981). El día de descanso (séptimo día) cambió cada semana. Se realizaron al menos 12 conteos cada día (cuatro sitios x tres veces al día) de acuerdo a un esquema aleatorio.

Durante cada periodo de observación (15 min) se registraron todas las embarcaciones dentro de una distancia de 2 km de la costa y se clasificaron por tipo: barco pesquero, barco recreacional y velero. La primera categoría incluyó las embarcaciones, tanto estacionarias como en movimiento, ocupadas en actividades pesqueras, principalmente barcos de pesca artesanal (con línea, red de enmalle, red de arrastre) del puerto local, y barcos pesqueros grandes (de pesca de altura) de puertos distantes del Mar Mediterráneo. Los barcos recreacionales y los veleros se clasificaron según su forma de propulsión: motor o viento. El tamaño de la embarcación se determinó visualmente (pequeño: <10 m; mediano: 10–25 m; grande: >25 m).

Para evaluar la presencia y distribución de los delfines nariz de botella se realizaron observaciones estandarizadas desde tierra, utilizando los mismos sitios ocupados para estudiar el tráfico de barcos (fig. 2). Cada grupo observacional consistió de un experto y de dos o más voluntarios entrenados. Durante el periodo de muestreo, los observadores cuidadosamente examinaban el mar hasta 2 km de la costa, en todas las direcciones, con binoculares (Nikon Compass 7 x 50) y a simple vista. Cada observador contaba sus delfines, y luego se comparaban y promediaban los resultados individuales. Las condiciones climáticas (estado del mar, fuerza y dirección del viento, nubosidad y visibilidad) se registraban cada 15 min, interrumpiéndose las observaciones cuando el estado del mar era >3 (escala de Douglas) y la fuerza del viento >3 (escala de Beaufort). Al avistarse los delfines, también se registraron el número de individuos, la distancia de la costa, la dirección de movimiento, la presencia de barcos y el comportamiento de los individuos.

Análisis de datos

El análisis del tráfico marino se basó en tres variables: tipo de barco, mes y horario diurno. Todas las variables permitieron un mejor entendimiento de las respuestas negativa (desplazamiento de la zona) y positiva (permanencia en la zona) de los animales al tráfico de barcos. El objetivo de la segunda y tercera variable era verificar la evolución del tráfico durante el día y el verano. Los datos se analizaron para probar la hipótesis nula, i.e., que no existía diferencia en el número y tipo de barcos entre las áreas geográficas estudiadas, mediante un análisis de varianza de una vía (ANOVA). Por tanto, el conteo de los barcos en las áreas geográficas (cuatro niveles) fue el factor fijo del análisis, utilizándose 45 réplicas para cada uno. Para todos los análisis, se probó la heterogeneidad de varianzas usando la prueba C de Cochran antes del ANOVA, y la prueba de Student–Newman–Keuls permitió la comparación de las medias. Se usó la paquetería GMAV 5.0 (Universidad de Sydney, autorizado a G. Sarà) para realizar los ANOVA. Para verificar la tendencia espacial y temporal del tráfico de barcos, se empleó un análisis de varianza multivariado con base en permutaciones (PERMANOVA, Anderson 2001a) para determinar si existían diferencias entre áreas geográficas (NE, NW, SE y SW), meses de muestreo (julio, agosto y septiembre) y horario diurno (mañana, tarde y atardecer). Las variables se transformaron a y' = ln(y + 1) para retener la información de concentraciones relativas pero reducir las diferencias en escala entre ellas. Se utilizó la medida de similitud euclidiana, y se calcularon todos los valores de P con 9999 permutaciones de los residuales bajo un modelo reducido (Anderson 2001b). Las diferencias entre áreas geográficas, meses y horarios diurnos fueron examinadas en mayor detalle mediante un análisis canónico de coordenadas principales y pruebas pareadas (Anderson y Willis 2003). Se utilizó un índice para comparar la presencia de delfines entre las áreas geográficas: A–EH, i.e., número de especímenes observados por hora de esfuerzo. Se empleó un PERMANOVA (Anderson 2001a) para probar si existía una diferencia en el tamaño de grupo promedio entre áreas. Asimismo, se probó la hipótesis de asociación mediante un PERMANOVA en la matriz de la presencia contextual de delfines y la presencia de barcos.

 

RESULTADOS

El tráfico de barcos en las aguas de Lampedusa resultó muy denso a lo largo del periodo de estudio: se contaron 2229 barcos de diferente tipo ya sea estacionarios, transitando o pescando en las áreas monitoreadas. Este número correspondió a una media de 6.2 ± 10.3 barcos por día, independientemente de las condiciones climáticas.

El uso de las aguas por embarcaciones fue significativamente diferente entre las áreas geográficas (tablas 1, 2). Diariamente, el número de barcos fue significativamente mayor (ANOVA, P < 0.05) en el SW y SE (fig. 3). Los barcos recreacionales fueron los más abundantes, representando aproximadamente 90% de las observaciones totales (fig. 4). Este tipo de tráfico marino típicamente incluye botes pequeños motorizados y/o inflables de renta, así como embarcaciones que hacen excursiones alrededor de la isla. Los barcos pesqueros fueron la segunda categoría más frecuente. Durante el periodo de estudio, se contaron 183 barcos pescando. En esta categoría, los barcos pequeños de pesca artesanal representaron más de 60% (n = 117) de las observaciones totales, mientras que los barcos pesqueros grandes (de pesca de altura) representaron aproximadamente 33% (n = 60). Más de 60% del tráfico consistió de barcos pequeños (<10 m), 25% de barcos medianos (10–25 m) y lo que resta de barcos grandes (>25 m). Este resultado fue consistente con el tipo de barco observado con mayor frecuencia: botes pequeños motorizados recreacionales, barcos de pesca artesanal y barcos arrastreros. En aguas del SW, los barcos recreacionales fueron los más abundantes, mientras que los pesqueros estuvieron representados principalmente por arrastreros (>75%); el número de barcos varió significativamente durante el día, las mañanas, tardes y atardeceres difiriendo entre si (ANOVA, P < 0.05). En el SE, el número de barcos recreacionales también fue alto, mientras que el número de barcos pesqueros (de todos los tamaños) fue mayor que en el SW (ANOVA, P < 0.05); sin embargo, en esta área los barcos pesqueros estuvieron representados principalmente por los que emplean líneas de pesca y redes agalleras. No se observaron diferencias significativas entre la mañana y la tarde, pero el número de embarcaciones disminuyó significativamente al atardecer. La presencia de barcos en el NW y NE fue estable durante el día, aunque muy baja (alrededor de dos barcos al día), y no se encontraron diferencias significativas entre los horarios diurnos (tabla 3). Finalmente, la presencia de barcos fue regular a lo largo del periodo de estudio (i.e., no se observaron diferencias entre meses).

La distribución de delfines nariz de botella en las costas de Lampedusa resultó variable (tabla 4). El número total de delfines fue 139, observados en 38 avistamientos durante el periodo de estudio (alrededor de 90 días). El tamaño de grupo promedio fue de 3.5 delfines, ya que su número varió de 1 a 11. En el SW, el tamaño de grupo promedio fue significativamente mayor que en el SE (PERMANOVA, P < 0.1); no se detectaron diferencias significativas entre las otras áreas geográficas. Según estos resultados, el A–EH mayor correspondió al SW y el menor al SE (fig. 5); sin embargo, en esta última área se observó una gran cantidad de barcos (principalmente recreacionales y pescando con líneas) y pocos avistamientos de delfines, mientras que en el SW se registró el número más alto de barcos (principalmente recreacionales y arrastreros) y el mayor número de avistamientos de delfines. La diferencia entre los dos cuadrantes en cuanto a la asociación entre barcos y delfines fue significativa (PERMANOVA, P < 0.05).

 

DISCUSIÓN

Este estudio representa un primer intento de identificar el tipo y la densidad de barcos en aguas Mediterráneas, y su objetivo fue verificar las relaciones potenciales con la distribución costera de T. truncatus. Se registró el mayor número de embarcaciones en las dos áreas geográficas del sur de Lampedusa, que es la parte más atractiva tanto para turistas como pescadores. Las aguas del SE fueron frecuentadas por barcos recreacionales y artesanales pequeños, especialmente los que pescan con línea y redes agalleras estacionados cerca de la costa. En el SW, área más frecuentada por barcos recreacionales, los barcos pesqueros consistieron mayormente de arrastreros medianos que se trasladan del puerto al sitio de pesca. Las áreas del NE y NW fueron las menos frecuentadas por todos los tipos de barcos. Durante el periodo de estudio no se encontró una variación significativa en cuanto al número de barcos en relación con el mes. Este resultado sugiere que por lo menos durante tres meses del año (de julio a septiembre) el tráfico es denso y bastante regular y que podría representar una fuente crónica de disturbio. En cuanto al tráfico marino en relación con el horario diurno, se encontró (1) que en el SE no hubo diferencia en el número de barcos entre la mañana y la tarde pero que sí disminuyó el número al atardecer, debido a la interrupción nocturna del turismo, y (2) que en el SW hubo una diferencia significativa entre la mañana, la tarde y el atardecer, lo que permite suponer que en esta área, el disturbio, en términos de ruido y movimiento de embarcaciones, alcanzó un nivel muy alto.

Tursiops truncatus pareciera estar ampliamente distribuida alrededor de la Isla de Lampedusa, aunque nuestros resultados enfatizaron un traslapo entre los delfines, su hábitat y las actividades antropogénicas en algunas áreas. Esto fue particularmente evidente en las aguas del SW. Combinando los resultados de los barcos y los delfines, se puede derivar que (1) las aguas del SE se caracterizan por un alto tráfico marino y pocos delfines y (2) a pesar de que las aguas del SW presentan el mayor volumen de tráfico marino, los delfines son más abundantes y forman grupos más grandes en comparación con las otras áreas. El tráfico de barcos por si solo no afecta directamente la distribución de delfines, y considerando que otros factores podrían están involucrados (topografía, aspectos oceanográficos variables como la salinidad y temperatura superficial del mar, y aspectos que favorecen la congregación de las abundantes presas locales; Hooker et al. 1999, Cañadas et al. 2002), es necesario determinar la respuesta ecológica y de comportamiento de una especie. Por tanto, factores aparte del tráfico marino podrían estar afectando la distribución de la especie, probablemente la disponibilidad de alimento y la profundidad e inclinación del fondo (Evans et al. 1993, Cañadas et al. 2002). El volumen considerable de tráfico marino en las aguas del SW, con una gran presencia de delfines, podría indicar (1) la importancia ecológica de esa área para la población, probablemente debido a la gran disponibilidad de alimento y la posibilidad de interacción con los barcos arrastreros, y (2) que los delfines son capaces de tolerar niveles altos de ruido y perturbación.

Trabajos previos han encontrado una presencia frecuente de delfines en zonas con mayor intensidad de barcos y sugieren dos posibles explicaciones. Los delfines muestran un cambio en sus actividades en presencia de barcos pero rara vez se alejan de la zona donde se alimentan, indicando cierta tolerancia (Sini et al. 2005). Varios autores han sugerido que los delfines probablemente no resultan estar afectados por los barcos transitando por una zona ya que constantemente están expuestos a ellos y se acostumbran a ellos (Acevedo 1991, Gregory y Rowden 2001). Otros estudios enfatizan que los cetáceos continúan frecuentando los mismos sitios, no porque no resulten afectados, sino porque dependen de esos lugares para mantener sus actividades (Richardson y Wursig 1997, Lusseau 2004). Se ha sugerido que cuando los costos de disturbio exceden los beneficios de permanecer en sus hábitats preferenciales, los animales cambian sus tácticas evasivas y de tolerancia y evitan el sitio a largo plazo (Buckingham et al. 1999). En las aguas de Lampedusa, los delfines nariz de botella compiten con los barcos arrastreros para la mejor localización de presas y pasan la mayor parte del tiempo siguiéndolos (sensu Pulcini et al. 2004, Pace et al. 2003, Buscaino et al. 2009). Por tanto, en el SW, los delfines podrían tolerar un alto nivel de tráfico marino antes que ceder el área.

Datos publicados recientemente apoyan la hipótesis de que los delfines de Lampedusa responderían negativamente a la presencia de barcos recreacionales pero positivamente a la presencia de barcos arrastreros (Papale et al. 2008). Aunque los delfines tienden a habituarse a una exposición continua a ruido (Evans 2003), se desconocen los efectos de tal tolerancia, o si tal exposición realmente no les afecta (Richardson et al. 1995). El ruido producido por los motores de embarcaciones menores y de barcos pesqueros pequeños y medianos normalmente es de 0.8 a 20 kHz de frecuencia y de 100 a 130 dB re 1 uPa de intensidad, dependiendo de su poder y velocidad de movimiento (Evans 2003, Sarà et al. 2007). Los sonidos que emiten los delfines están en la misma frecuencia, mientras que los silbidos emitidos por varios odontocetos generalmente caen por debajo de 20 kHz (Wang D et al. 1995). Todavía no se sabe cómo los mamíferos marinos adaptan sus sonidos de comunicación para evitar ser opacados por ruidos antropogénicos (Richardson et al. 1995), así que no se puede excluir la posibilidad de que el ruido producido por el tráfico marino entra en conflicto con las vocalizaciones de los delfines y su capacidad de comunicación. Asimismo, aún se desconocen las posibles consecuencias de una alteración en el comportamiento y la competencia para espacio y recursos tanto a nivel individual como poblacional, por lo que es necesario realizar más estudios al respecto.

El estudio del impacto humano sobre la salud de los mamíferos marinos parece estar limitado por los diseños experimentales y el tamaño de las muestras. Por ejemplo, en la mayoría de los casos, no es posible planear diseños experimentales con el mismo rigor que en recintos pequeños, acuarios, el laboratorio o bajo otras condiciones controladas (sensu Oksanen 2001). No cabe duda de que el grado de réplica bajo condiciones de campo (sensu Hurlbert 1984) es afectado por varias variables y factores que sólo pueden controlarse con gran dificultad (Oksanen 2001). Por ende, aun considerando las limitaciones experimentales previas, se requiere de mucha investigación para clarificar el efecto potencial de embarcaciones sobre la salud individual, el papel efectivo del disturbio acústico y los efectos a largo plazo del tráfico marino sobre el comportamiento, costo energético, eficiencia de alimentación y disponibilidad de presas.

 

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo fue apoyado por LIFE NAT/IT/000163. Agradecemos a V Ferraro, S Milazzo, G Moncada, A Summa y todos los voluntarios su asistencia en el trabajo de campo. Asimismo, agradecemos a C Giacoma y M Azzolin (Universidad de Torino y CTS Ambiente) su apoyo, así como a AE Lossmann y P Bonica su revisión y mejorías al inglés.

 

REFERENCIAS

Acevedo A. 1991. Interaction between boats and bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, in the entrance to Ensenada De La Paz, Mexico. Aquat. Mamm. 17(3): 120–124         [ Links ]

Anderson MJ. 2001a. A new method for non–parametric multivariate analysis of variance. Austral Ecology 26: 32– 46.         [ Links ]

Anderson MJ. 2001b. Permutation tests for univariate or multivariate analysis of variance and regression. Can. J. of Fish. and Aquat. Sci. 58: 626–639.         [ Links ]

Anderson MJ, Willis TJ. 2003. Canonical analysis of principal coordinates: a useful method of constrained ordination for ecology. Ecology 84: 511–525.         [ Links ]

Baker CS, Herman LM. 1989. Behavioural responses of summering humpback whales to vessel traffic. Experimental and opportunistic observation. Report from Kewalo Basin Marine Mammal Laboratory, University of Hawaii, Honolulu, for the US National Park Service, Anchorage, Alaska, 50 pp. NTIS PB90–198409.         [ Links ]

Buckingham CA, Lefebvre LV, Schaefer JM, Kochman HI. 1999. Manatee Response to Boating Activity in a Thermal Refuge Source. Wildl. Soc. Bull. 27(2): 514–522.         [ Links ]

Buscaino G, Buffa G, Sarà G, Bellante A, Tonello AJ, Sliva Hardt FA, Cremer MJ, Bonanno A, Cuttitta, Mazzola S. 2009. Pinger affects fish catch efficiency and damage to bottom gill nets related to bottlenose dolphins. Fish. Sci. 75(3): 537–544.         [ Links ]

Cañadas A, Sagarminaga R, Garcia–Tiscar S. 2002. Cetacean distribution related with depth and slope in the Mediterranean waters off southern Spain. Deep–Sea Res. 49: 2053–2073.         [ Links ]

David L. 2002. Disturbance to Mediterranean cetaceans caused by vessel traffic. In: Notarbartolo di Sciara G (ed.), Cetaceans of the Mediterranean and Black Seas: State of knowledge and conservation strategies. Report to the ACCOBAMS Secretariat, Monaco, February 2002, Section 11, 21 pp.         [ Links ]

David L. 2003. Male and female of bottlenose dolphins Tursiops truncatus have different strategies to avoid interaction with tour boats in Doubtful Sound, New Zealand. Mar. Ecol. Prog. Ser. 257: 267–274.         [ Links ]

Erbe C. 2002. Underwater noise of whale–watching boats and potential effects on killer whales (Orcinus orca), based on an acoustic impact model. Mar. Mamm. Sci. 18: 394–418.         [ Links ]

Evans PGH. 2003. Shipping as a possible source of disturbance to cetaceans in the ASCOBANS region. www.ASCOBANS.org.         [ Links ]

Evans PGH, Swann C, Lewis E, Parsons S, Heimlich–Boran S, Heimlich–Boran J. 1993. Survey of cetaceans in the Minches and Sea of Hebrides, Northwest Scotland. Eur. Res. Cetaceans 7: 111–116.         [ Links ]

Gregory PR, Rowden AA. 2001. Behavioral patterns of bottlenose dolphins (Tursiops trunctus) relative to tidal state, time of day and boat traffic in Cardigan Bay, West Wales. Aquat. Mamm. 27(2): 105–113.         [ Links ]

Hooker SK, Whitehead H, Gowns S. 1999. Marine Protected Area design and the spatial and temporal distribution of cetaceans in a submarine canyon. Conserv. Biol. 13: 592–602.         [ Links ]

Hudnall J. 1978. A report on the general behaviour of humpback whales near Hawaii, and the need for the creation of a whale park. Oceans 11: 8–15.         [ Links ]

Hurlbert SH 1984. Pseudoreplication and the design of ecological field experiments. Ecol. Monogr. 54: 187–211.         [ Links ]

Liret C. 2001. Domaine vital, utilisation de l'espace et des ressources: Les grands dauphins, Tursiops truncatus, de l'ile de Sein. Ph.D. thesis, Université de Bretagne Occidentale, France, 155 pp.         [ Links ]

Lusseau D. 2004. The hidden cost of tourism: detecting long–term effects of tourism using behavioral information. Ecol. and Soc. 9(1): 2        [ Links ]

Notarbartolo di Sciara G. 2002. Cetaceans of the Mediterranean and Black Seas: State of knowledge and conservation strategies. Report to the ACCOBAMS Secretariat, Monaco, February 2002, Section 11, 21 pp (www.ACCOBAMS.org).         [ Links ]

Oksanen L. 2001. Logic of experiments in ecology: Is pseudo–replication a pseudoissue? Oikos 94: 27–38.         [ Links ]

Pace DS, Pulcini M, Triossi F. 2003. Interaction with fishery: Modalities of opportunistic feeding for bottlenose dolphins at Lampedusa Island. Eur. Res. Cetaceans 13: 150–152.         [ Links ]

Papale E, Azzolin M, Giacoma R. 2008. Land based survey of Tursiops truncatus interaction with boat traffic in Lampedusa Island. Proceedings of the 22nd European cetacean Society Annual Conference, Egmond and Zee, The Netherland, 10–12 March.         [ Links ]

Parsons ECM, Shrimpton J, Evans PGH. 1999. Cetacean conservation in northwest Scotland: Perceived threats to cetaceans. Eur. Res. Cetaceans 13: 128–132.         [ Links ]

Pulcini M, Triossi F, Pace DS. 2004. Distribution, habitat use and behaviour of bottlenose dolphins at Lampedusa Island (Italy): Results of a five–year survey. Eur. Res. Cet. 15: 453–456.         [ Links ]

Richardson WJ, Greene CR, Malme CI, Thompson DH. 1995. Marine Mammals and Noise. Academic Press, San Diego, 576 pp.         [ Links ]

Richardson WJ, Wursig B. 1997. Influences of man–made noise and other human actions on cetacean behavior. Marine and Freshwater Behaviour and Physiology 29(1): 183–209.         [ Links ]

Sarà G, Dean JM, D'Amato D, Buscaino G, Oliver A, Genovese S, Ferro G, Buffa G, Lo Martire M, Mazzola S. 2007. Effect of boat traffic on the behaviour of the bluefin tuna (Thunnus thynnus) in the Mediterranean. Mar. Ecol. Prog. Ser. 331: 243–253.         [ Links ]

Sini MI. 2005. Bottlenose dolphins around Aberdeen harbour, north–east Scotland: A short–term study of habitat utilization and the potential effects of boat traffic. J. Mar. Biol. Assoc. UK 85: 1547–1554.         [ Links ]

Sokal RR, Rohlf FJ. 1981. Biometry. W.H. Freeman and Company, New York. 959 pp.         [ Links ]

Wang D, Würsig B, Evans W. 1995. Comparisons of whistles among seven odontocete species. In: Kastelein RA, Thomas JA, Nachtigall PE, Sensory systems of aquatic mammals. De Spil Publishers, Woerden, The Netherlands, pp. 299–323.         [ Links ]

 

NOTAS

* Traducido al español por Christine Harris.

** Versión bilingüe (Inglés–Español) en formato PDF