Evaluación de la efectividad de dos reservas marinas de las Islas Canarias (Atlántico oriental)

Assessment of the effectiveness of two marine reserves in the Canary Islands (eastern Atlantic)

F Tuya^1,2*, C García-Diez¹, F Espino¹, RJ Haroun¹

¹ Grupo de Biodiversidad y Gestión Ambiental (BIOGES), Facultad Ciencias Mar, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, 35017 Las Palmas de Gran Canaria, Islas Canarias, España. * E-mail: ftuya@yahoo.es

Recibido en junio de 2005
Aceptado en mayo de 2006.

Resumen

Evaluamos la efectividad de dos reservas marinas (RMs) de las Islas Canarias (Atlántico oriental): "Punta La Restinga-Mar de Las Calmas" (Isla El Hierro) e "Isla La Graciosa e islotes del norte de Lanzarote" (Archipiélago Chinijo). Concretamente, estudiamos las diferencias en abundancia y biomasa de cuatro especies ícticas de interés comercial: la vieja (Sparisoma cretense), el abae (Mycteroperca fusca), el sargo blanco (Diplodus sargus cadenati) y el sargo breado (Diplodus cervinus cervinus). Seleccionamos cuatro categorías de gestión por RM: (1) la reserva integral (toda explotación prohibida), (2) "la zona de usos tradicionales" (se permiten artes de pesca tradicional), (3) "Área Vecina" (área sin restricción pesquera a <20 km), e (4) "Isla Vecina" (área en una isla vecina sin protección pesquera). Muestreamos dos localidades seleccionadas al azar en cada categoría de gestión en ambas zonas, en octubre y marzo de 2004. Las pruebas univariantes mostraron un moderado "efecto reserva" para ambas RMs, consistente en el tiempo. Las diferencias de abundancia y biomasa de cada especie entre las categorías de gestión resultaron claramente específicas para cada especie, y diferentes entre ambas RMs. Las especies del género Diplodus mostraron abundancias y biomasas superiores dentro de la RM en comparación con las áreas no protegidas en la Isla El Hierro. Además, las cuatro especies seleccionadas resultaron superiores en abundancia y biomasa total en todas las localidades estudiadas en la Isla El Hierro, en comparación con localidades explotadas en la isla vecina. Sin embargo, S. cretense resultó ser la única especie beneficiada por la protección establecida en la RM de "Isla La Graciosa e islotes del norte de Lanzarote". Posiblemente los tamaños de la RMs, el esfuerzo pesquero alrededor de las RMs, y la eficacia de la vigilancia en las RMs, sean algunas de las posibles razones de los patrones observados.

Palabras clave: reservas marinas, explotación pesquera, recursos pesqueros, Islas Canarias, efecto reserva.

Abstract

Key words: marine protected area, fishing pressure, fishery resources, Canary Islands, reserve effect.

Introducción

Durante las últimas décadas se ha producido un paulatino aumento en la declaración de espacios litorales como Áreas Marinas Protegidas (AMPs), y en particular de Reservas Marinas (RMs), con el propósito de ayudar a la gestión sostenible de los recursos pesqueros costeros y preservar la biodiversidad marina (Gell y Roberts 2003, Micheli et al. 2005, Sale et al. 2005). Las ventajas potenciales proporcionadas por un área libre de explotación extractiva han sido consideradas en numerosas ocasiones (e.g., García-Rubies y Zabala 1990; Roberts y Polunin 1991, 1993; Dugan y Davis 1993; Agardy 1994; Harmelin-Vivien et al. 1995; Russ y Alcalá 1996; Chiappone et al. 2000; Galzin et al. 2004; Guidetti et al. 2005; Micheli et al. 2005). Si bien son numerosos los estudios teóricos y los basados en técnicas de meta-análisis que sugieren el beneficio potencial de las AMPs para conservar y reestablecer los stocks pesqueros, son todavía escasos los trabajos que demuestren de forma empírica la efectividad de estas AMPs, especialmente en aguas templadas (Kelly et al. 2000, Willis et al. 2003).

La evaluación del denominado "efecto reserva" solamente a través de comparaciones espaciales posteriores a la declaración de las medidas protectoras no es un substituto adecuado de diseños que incluyen datos "antes" y "después" de la declaración de una zona como RM, incorporando una serie de escalas correctamente replicadas en el tiempo y en el espacio (diseños BACIP) (Edgar y Barret 1997, Mosquera et al. 2000, Willis et al. 2003, Edgar et al. 2004, Russ et al. 2005). Sin embargo, y en caso de carecer de datos anteriores a la declaración de una zona como RM, las comparaciones espaciales son la única forma de estimar el efecto reserva esperado (Polunin y Roberts 1993, Dayton et al. 2000, Denny et al. 2004, Guidetti et al. 2005, Micheli et al. 2005, Russ et al. 2005). En este sentido, las comparaciones espaciales entre localidades protegidas vs. localidades pescadas sólo sirven como una forma rápida y aproximada para estimar la posible recuperación de los recursos pesqueros (Russ et al. 2005).

Los recursos marinos costeros de las Islas Canarias (Atlántico oriental) han sufrido una clara sobreexplotación durante las últimas décadas (Bas et al. 1995, Falcón et al. 1996, Tuya et al. 2004, 2006a, 2006b). La presión costera ha aumentado debido a la expansión del sector turístico, produciendo un aumento en la demanda de productos pesqueros (Bortone et al. 1991, Falcón et al. 1996, Tuya et al. 2004). La pérdida del caladero sahariano, el incremento de la pesca deportiva y la destrucción del hábitat son otros factores que se han barajado como causantes del declive en los recursos pesqueros del Archipiélago Canario (Aguilera et al. 1994). Desde mediados de los noventa, el Gobierno Autónomo Canario en colaboración con la Administración del Estado ha establecido una serie de RMs en el Archipiélago Canario, como posibles acciones mitigadoras que ayuden a preservar los recursos costeros (http://www.mapya.es/rmarinas/). Sin embargo, no existe ninguna trabajo que haya evaluado la eficacia de las acciones de protección de estos recursos marinos litorales. En este sentido, el objetivo de este trabajo fue determinar la efectividad de las medidas de protección de dos RMs sobre ciertos recursos pesqueros de fondos rocosos someros de las Islas Canarias. Más concretamente, estudiamos cómo la abundancia y biomasa de cuatro especies de peces de interés comercial variaron entre áreas sujetas a diferentes categorías de gestión, esperando encontrar mayores abundancias y biomasas de éstas especies en el interior de las reservas respecto a áreas adyacentes sometidas a extracción pesquera.

Material es y métodos

Áreas de estudio y diseño de muestreo

Se consideraron dos áreas sometidas a diferente manejo dentro de cada RM (tabla 1): la reserva integral (RI), donde se prohibe toda explotación de recursos bento-demersales, y las zona de usos tradicionales o de amortiguación (ZA) donde se permiten ciertas actividades extractivas profesionales de recursos bento-demersales mediante artes tradicionales de la flota artesanal. Fuera de cada RM se consideraron dos áreas sin restricciones pesqueras (tabla 1), denominadas área vecina (AV, a <20 km de los límites de cada RM), e isla vecina (IV, área situada frente a una isla adyacente). No existen, a priori, diferencias significativas entre las condiciones ambientales y/o climáticas de las islas vecina y las dos zonas donde están establecidas ambas RMs. En síntesis, en este estudio se consideraron cuatro categorías de gestión dentro y fuera de ambas RMs (tabla 1). La zona de estudio que engloba las cuatro categorías de gestión dentro y fuera de la RM "Punta La Restinga-Mar de Las Calmas" se denominará en lo sucesivo El Hierro, mientras que la zona que engloba las cuatro categorías de gestión dentro y fuera de la RM "Isla La Graciosa e islotes del norte de Lanzarote" se denominará Chinijo.

Se seleccionaron al azar dos localidades de substrato rocoso en cada una de las cuatro categorías de gestión consideradas por zona (fig. 1). Este protocolo se repitió en dos periodos: marzo y octubre de 2004. Como resultado, obtuvimos un total de 16 tratamientos (2 zonas χ 4 categorías de gestión por zona χ 2 periodos) con dos localidades replicadas por tratamiento. Todos los muestreos se ejecutaron entre 10 y 18 m de profundidad, sobre fondos rocosos con similar complejidad estructural, para minimizar en lo posible el efecto producido por el hábitat (denominado "efecto hábitat", sensu García-Charton y Pérez-Ruzafa 1999) en la distribución y agregación de las poblaciones de peces.

Selección de especies de peces y estimación de sus poblaciones

Con base en observaciones personales, así como en entrevistas con pescadores profesionales locales y gestores pesqueros, para ejecutar el objetivo propuesto procedimos a seleccionar cuatro especies de valor comercial: la vieja, Sparisoma cretense; el abae Mycteroperca fusca; el sargo blanco, Diplodus sargus cadenati; y el sargo breado Diplodus cervinus cervinus. Todas ellas son fácilmente identificables in situ, no muestran un comportamiento críptico que produzca un sesgo importante en la técnica de censo visual seleccionada, y no suelen ser muy esquivas hacia el buceador.

Se usaron censos visuales para cuantificar la estructura poblacional de estas especies. Dentro de cada localidad de muestreo, desplegamos al azar ocho transectos de 25 m de largo por 2 m de ancho a cada lado (100 m²) durante horas diurnas. La abundancia y el tamaño de cada individuo (>4 cm) se anotaron en hojas impermeables por buceadores equipados con equipos autónomos, de acuerdo con procedimientos estandarizados (Brock 1982; Lincoln-Smith 1988, 1989; Kingsford y Battershill 1998). La abundancia se estimó a partir de una modificación del método presentado por Harmelin-Vivien et al. (1985). La biomasa de cada especie se calculó usando las relaciones talla total-peso disponibles para Canarias (González 1990), así como las proporcionadas por otras fuentes (www.fishbase.org). Los tamaños se estimaron mediante la asignación de cada individuo al punto medio de su rango de talla (Miller y Gerstner 2002).

Se utilizó la talla mínima de captura establecida por el Decreto 121/1988, que regula la pesca marítima de recreo en las aguas interiores del Archipiélago Canario, para separar los individuos que potencialmente pueden ser pescados, del resto: >20 cm para S. cretense, >35 cm para M. fusca y >22 cm para D. sargus cadenati. En el caso de D. cervinus cervinus, para el que dicha talla mínima no está regulada, establecimos la misma que para D. sargus cadenati. A pesar de la simplicidad de esta aproximación, su eficacia se ha mostrado en otros estudios de índole similar (Kelly et al. 2000, Chiappone et al. 2000, Guidetti et al. 2005).

Análisis de datos

La abundancia y biomasa total de individuos de cada especie se analizaron mediante modelos de análisis de la varianza (ANOVA) para contrastar las posibles diferencias encontradas entre las dos zonas de estudio (El Hierro y Chinijo), las cuatro categorías de gestión por zona, los dos periodos y las localidades observadas dentro de cada zona, categoría de gestión y periodo. El modelo incorporó consecuentemente los siguientes factores: (1) "zona" (Z), factor fijo con dos niveles correspondientes a las dos zonas estudiadas; (2) "gestión" (G) factor fijo con cuatro niveles correspondientes a las cuatro categorías de gestión definidas—RI, ZA, AV y IV—y ortogonal al anterior; (3) "período" (P) factor aleatorio con dos niveles—los dos periodos de estudio—y ortogonal a ambos factores anteriores; y (4) "localidades" (L), factor aleatorio anidado en la triple interacción entre los otros tres factores considerados. Antes de analizar los datos, se empleó el test de Cochran para contrastar la homogeneidad de varianzas. Debido a la gran cantidad de ceros que aparecen en los datos de censos de peces, los datos suelen carecer de normalidad estadística y no pueden transformarse con efectividad (Anderson y Millar 2004, Hawkins y Roberts 2004, Micheli et al. 2005, Guidetti et al. 2005). Aunque ninguna transformación proporcionó homogeneidad de varianzas para algunos descriptores (test de Cochran, P < 0.01), ejecutamos los ANOVAs de todas formas, ya que las técnicas son robustas a la heterogeneidad de varianzas para estudios lo suficientemente grandes y con una distribución de réplicas balanceada (Underwood 1997). La interpretación de las interacciones se usó para evaluar el efecto de los factores experimentales sobre la abundancia y biomasa de cada especie. En particular, y en caso de detectar diferencias significativas en la interacción entre los factores Z y G, se procedió a ejecutar contrastes independientes mediante el test a posteriori SNK (Underwood 1997) para conocer las diferencias entre las cuatro categorías de gestión consideradas para cada zona de estudio.

La tablas 2 y 3 muestran los resultados obtenidos al aplicar los ANOVAs a las abundancias y biomasas de las cuatro especies estudiadas para la totalidad de individuos observados, así como para los individuos mayores a la talla mínima de captura, respectivamente. En todos los casos, no se observaron diferencias debido al factor P, ya sea como interacción con otros factores, o como efecto principal. Por lo tanto, los resultados que se comentan enseguida fueron consistentes entre los dos periodos estudiados. Todos los ANOVAs indicaron la significancia de la interacción Z χ G (P < 0.05; tablas 2, 3), que nos indica la inconsistencia en las diferencias en abundancia y biomasa de individuos entre las cuatro categorías de gestión consideradas para ambas zonas. Por especies, los resultados fueron los siguientes.

Sparisoma cretense

Se detectó una importante variabilidad espacial dentro de cada uno de los 16 tratamientos analizados (diferencias entre localidades), resultando en la significancia del factor L (Z χ G χ P), tanto para la abundancia como para la biomasa total de los individuos observados (P < 0.001, tabla 2), como para la abundancia y biomasa de individuos mayores a la talla mínima de captura (P < 0.05, tabla 3). El efecto de las cuatro categorías de gestión en cada RM fue igual para la abundancia y la biomasa total de individuos observados, como para la abundancia y biomasa de los individuos mayores a la talla mínima de captura.

Para El Hierro se observa que tanto la abundancia como la biomasa total de individuos fueron significativamente superiores en tres categorías de gestión consideradas en esa zona (RI, ZA, AV; fig. 2a-b, abundancia media = 42.02 ind 100 m^-2 ± 7.82, biomasa media = 4299.39 g 100 m^-2 ± 857.00, media ± SE), en comparación con la IV (fig. 2a-b, abundancia media = 6.56 ind 100 m^-2 ± 2.56, biomasa media = 840.35 g 100 m^-2 ± 382.05). Similarmente, tanto la abundancia como la biomasa de individuos mayores a la talla mínima de captura fueron significativamente superiores en la RI, ZA y AV (fig. 3a-b, abundancia media = 20.40 ind 100 m^-2 ± 4.92, biomasa media = 3798.79 g 100 m^-2 ± 860.50), en comparación con la IV (fig. 3a-b, abundancia media = 5.50 ind 100 m^-2 ± 2.15, biomasa media = 832.52 g 100 m^-2 ± 378.27).

Para Chinijo, observamos una mayor abundancia y biomasa total de los individuos en las dos categorías de gestión dentro de la RM (RI y ZA; fig. 2c-d, abundancia media = 13.18 ind 100 m^-2 ± 2.15, biomasa media = 1557.69 g 100 m^-2 ± 339.01) respecto a las áreas explotadas fuera de la RM (AV e IV; abundancia media = 0.53 ind 100 m^-2 ± 0.24, biomasa media = 107.19 g 100 m^-2 ± 80.92). De igual forma, la abundancia y biomasa de los individuos mayores a la talla mínima captura fueron superiores en las dos categorías de gestión dentro de la RM (RI y ZA; fig. 3c-d, abundancia media = 7.69 ind 100 m^-2 ± 1.70, biomasa media = 1328.33 g 100 m^-2 ± 351.21) respecto a las áreas explotadas fuera de ella (AV e IV; fig. 3c-d, abundancia media = 0.34 ind 100 m^-2 ± 0.22, biomasa media = 103.86 g 100 m^-2 ± 80.80).

Mycteroperca fusca

No se observaron diferencias significativas ni para la abundancia ni para la biomasa del total de individuos observados, ni de los individuos mayores a la talla mínima de captura, entre las localidades muestreadas dentro de cada tratamiento (L (Z χ G χ P), P > 0.05; tablas 2, 3).

Para el caso de El Hierro, el efecto de las cuatro categorías de gestión fue igual para la abundancia y biomasa total de individuos observados, como para la abundancia y biomasa de los individuos mayores a la talla mínima de captura. Así, no se observaron diferencias significativas de abundancia y biomasa total de individuos entre tres de las categorías de gestión en la zona (RI, ZA y AV; fig. 4a-b, abundancia media = 1.19 ind 100 m^-2 ± 0.58, biomasa media = 1161.41 g 100 m^-2 ± 653.58), siendo superiores a los valores de abundancia y biomasa total registrados en la IV (fig. 4a-b, abundancia media = 0.06 ind 100 m^-2 ± 0.06, biomasa media = 59.20 g 100 m^-2 ± 59.38). De igual manera, no se observaron diferencias significativas de abundancia y biomasa de individuos mayores a la talla mínima de captura entre la RI, ZA y AV (fig. 5a-b, abundancia media = 0.80 ind 100 m^-2 ± 0.49, biomasa media = 1013 g 100 m^-2 ± 609.88), siendo superiores a los valores de abundancia y bio-masa registrados en la IV (fig. 5a-b, abundancia media = 0.06 ind 100 m^-2 ± 0.06, biomasa media = 59.20 g 100 m^-2 ± 59.38).

Para Chinijo obtuvimos resultados inesperados. Así, observamos que los valores de abundancia y biomasa total de individuos para las cuatro categorías de gestión dentro y fuera de la RM fueron muy parecidos, siendo ligeramente superiores fuera de ella (fig. 4c-d, abundancia media dentro de la RM = 0.22 ind 100 m^-2 ± 0.14, frente a 0.34 ind 100 m^-2 ± 0.28 fuera de la RM; y biomasa media en la RM = 45.56 g 100 m^-2 ± 31.72, fiente a 49.49 g 100 m^-2 ± 42.08 fuera de la RM). Además, sólo observamos individuos mayores a la talla mínima de captura en la ZA (abundancia media = 0.06 ind 100 m^-2 ± 0.06, biomasa media = 39.66 g 100 m^-2 ± 39.78), sin observar ningún individuo en el resto de categorías de gestión (fig. 5c-d).

Se detectaron diferencias significativas para la abundancia y biomasa total de individuos, así como de los individuos mayores a la talla mínima de captura, entre las localidades observadas dentro de cada tratamiento (L (Z χ G χ P), P < 0.05; tablas 2, 3). El efecto de las cuatro categorías de gestión en cada zona de estudio fue igual para la abundancia y biomasa total de individuos observados, como para la abundancia y biomasa de individuos mayores a la talla mínima de captura.

Para El Hierro, los individuos fueron significativamente más abundantes en las dos categorías de gestión dentro de la propia RM (fig. 6a-b, abundancia media = 10.25 ind 100 m^-2 ± 4.54, biomasa media = 1597.92 g 100 m^-2 ± 773.31) en comparación con las dos categorías de gestión sometidas a extracción (fig. 6a-b, abundancia media = 0.56 ind 100 m^-2 ± 0.29, biomasa media = 74.25 g 100 m^-2 ± 54.03). De igual forma, los individuos mayores a la talla mínima de captura fueron más abundantes en las dos categorías de gestión dentro de la propia RM (fig. 7a-b, abundancia media = 8.28 ind 100 m^-2 ± 3.95, biomasa media = 1505.96 g 100 m^-2 ± 770.68) en comparación con las dos categorías de gestión sometidas a extracción (fig. 7a-b, abundancia media = 0.25 ind 100 m^-2 ± 0.25, biomasa media = 55.12 g 100 m^-2 ± 55.28).

En la zona de Chinijo observamos los mayores valores de abundancia y biomasa total de individuos fuera de la RM, más concretamente en la AV (fig. 6c-d, abundancia media = 5.01 ind 100 m^-2 ± 2.44, biomasa media = 494.78 g 100 m^-2 ± 363.65) respecto a ZA (fig. 6c-d, abundancia media = 2.19 ind 100 m^-2 ± 1.19, biomasa media = 301.84 g 100 m^-2 ± 179.33), sin observarse ningún individuo en la RI durante ambos periodos. Este resultado fue similar al obtenido para los individuos mayores a la talla mínima de captura. Los valores de abundancia y biomasa fueron superiores en la AV (fig. 7c-d, abundancia media = 3.50 ind 100 m^-2 ± 2.99, biomasa media = 517.60 g 100 m^-2 ± 441.79) respecto a la ZA (fig. 7c-d, abundancia media = 1.94 ind 100 m^-2 ± 1.23, biomasa media = 286.53 g 100 m^-2 ± 182.44), sin observarse ningún individuo ni en la RI ni en la IV durante el estudio.

Diplodus cervinus cervinus

No se observaron diferencias significativas ni para la abundancia ni para la biomasa del total de individuos observados, así como de los individuos mayores a la talla mínima de captura, entre las localidades observadas dentro de cada tratamiento (L (Z χ G χ P), P > 0.05; tablas 2, 3).

Para el caso de El Hierro, la abundancia y biomasa total de individuos fueron significativamente superiores dentro de las dos categorías de gestión de la RM (fig. 8a-b, abundancia media = 2.50 ind 100 m^-2 ± 1.06, biomasa media = 517.27 g 100 m^-2 ± 280.11) respecto a las áreas explotadas (fig. 8a-b, abundancia media = 0.13 ind 100 m^-2 ± 0.08, biomasa media = 7.65 g 100 m^-2 ± 5.03). Este patrón se mantuvo en las diferencias para la abundancia y biomasa de los individuos menores a la talla mínima de captura. Así, la abundancia y biomasa fue superior dentro de las dos categorías de gestión dentro de la RM (fig. 9a-b, abundancia media = 2.22 ind 100 m^-2 ± 1.02, biomasa media = 559.49 g 100 m^-2 ± 280.59) respecto a las áreas explotadas (fig. 9a-b), donde no se observó ningún ejemplar.

Para Chinijo, los valores más altos de abundancia y bio-masa total de individuos se registraron dentro de la ZA (fig. 8c-d, abundancia media = 1.19 ind 100 m^-2 ± 0.67, biomasa media = 192.94 g 100 m^-2 ± 108.49), respecto al AV (fig. 8c-d, abundancia media = 0.13 ind 100 m^-2 ± 0.13, biomasa media = 18.49 g 100 m^-2 ± 18.54), sin registrarse ejemplares en RI e IV Respecto a las diferencias en la abundancia y biomasa de los individuos mayores a la talla mínima de captura, observamos un patrón similar. Así, los valores más altos de abundancia y biomasa se registraron exclusivamente dentro de la ZA (fig. 9c-d, abundancia media = 1.06 ind 100 m^-2 ± 0.60, biomasa media = 184.35 g 100 m^-2 ± 104.95), sin observarse individuos en las otras categorías de gestión.

Discusión

Reserva Marina Punta La Restinga-Mar de Las Calmas (El Hierro)

Se aprecia un claro efecto positivo de las medidas de protección sobre las poblaciones de los dos espáridos pertenecientes al género Diplodus. Ambas especies mostraron una mayor abundancia y biomasa total en el interior de las dos áreas protegidas (RI y ZA) respecto a las áreas sin protección, especialmente en comparación con las localidades observadas en la isla vecina La Gomera. Además, ambas especies mostraron la mayor cantidad y biomasa de individuos de talla grande en las localidades dentro de las dos categorías sometidas a limitaciones pesqueras. Sin embargo, para las otras especies estudiadas no se observó el mismo patrón. La ausencia de diferencias en la abundancia y biomasa total de S. cretense y M. fusca dentro de la RM (tanto en la RI como en la ZA), en comparación con áreas vecinas sometidas a extracción en la misma isla, se atribuye a que ambas especies tienen un mayor interés comercial por parte de la flota artesanal local respecto a las especies del género Diplodus (obs. per.). Además, el reducido tamaño de la RI (apenas 155.4 ha), si bien asegura una vigilancia eficiente, parece no ser lo suficientemente grande para que estas dos especies desarrollen poblaciones estables dentro de la RI. Por todo ello, los resultados obtenidos no indican un claro "efecto reserva" al compararlos con áreas vecinas explotadas en la misma isla. Más bien, todo apunta a un "efecto isla", ya que la abundancia y biomasa de las cuatro especies es significativamente mayor en las tres categorías de gestión analizadas dentro de la Isla de El Hierro en comparación con las localidades consideradas en la isla vecina La Gomera. Cabe señalar, que el nivel de conservación de muchas poblaciones ícticas de interés pesquero en la Isla de El Hierro es superior al del resto de islas que constituyen el Archipiélago Canario (Tuya et al. 2006a, 2006b). Además, esta conclusión se ve reforzada por la detección de una mayor abundancia y biomasa de individuos grandes, tanto de S. cretense como de M. fusca, en las tres categorías de gestión estudiadas en la Isla de El Hierro en comparación con las localidades observadas en la isla vecina. En este sentido, la isla de El Hierro tiene la menor presión pesquera de todo el Archipiélago Canario, según las estadísticas del Gobierno de Canarias. Así por ejemplo, el número oficial de barcos pesqueros artesanales por kilómetro de perímetro costero es de 0.14 barcos km^-1 en El Hierro, en comparación a los 0.23 barcos comerciales km^-1 en la vecina Isla de La Gomera (al que habría que añadirle los numerosos barcos comerciales de la vecina isla de Tenerife que también faenan en sus aguas) y frente al valor medio de 0.43 barcos profesionales km^-1 para todas las Canarias. A este hecho debemos sumarle, además, el que los pescadores artesanales locales no empleen trampas (nasas) para realizar sus capturas, empleando generalmente artes más selectivas (principalmente artes de anzuelo). Aunque la RI de esta RM ocupa un 20% del área total sometida a restricciones pesqueras, los fondos >20 m de profundidad son, en su mayoría, blandos, y consecuentemente de baja complejidad estructural (obs. per.). Consecuentemente, nos parece adecuado sugerir la posibilidad de aumentar la extensión, e incluso la situación, de la RI, con propósito de albergar una mayor extensión de fondos duros de mayor complejidad estructural. El buen estado de conservación de las poblaciones de especies de interés pesquero en una amplia parte de la Isla de El Hierro, mostrado tanto por nuestro estudio como por trabajos anteriores (Bortone et al. 1991; Tuya et al. 2004, 2006a, 2006b) podrían indicar la posibilidad de ampliar las dimensiones de la actual reserva, con incluso el establecimiento de nuevas "reservas integrales" en otros puntos del litoral de esta isla.

Reserva Marina Isla La Graciosa e islotes del norte de Lanzarote (Archipiélago Chinijo)

Los resultados fueron notablemente diferentes en comparación con los obtenidos para El Hierro, ya que S. cretense parece ser la única especie claramente beneficiada por las medidas de protección, mostrando claros gradientes crecientes de abundancia y biomasa total al incrementarse el nivel de protección. Este resultado se ve, además, reforzado por una mayor abundancia y biomasa de los individuos de talla grande en las áreas protegidas. La inesperada baja abundancia y biomasa total registrada para M. fusca, D. sargus cadenati y D. cervinus cervinus, dentro de ambas categorías de gestión sometidas a restricciones pesqueras en comparación con las de áreas adyacentes sometidas a explotación, así como la poca presencia de individuos de M. fusca en las localidades protegidas, puede atribuirse a diversos factores. Entre ellos podemos considerar, en primer lugar, la menor eficacia de la vigilancia y control de las actividades extractivas: la gran extensión de esta RM (70.070 ha) dificulta enormemente su control por el cuerpo de vigilancia. En segundo lugar, la presión pesquera en esta zona del Archipiélago Canario (1.02 barcos comerciales km^-1) es considerablemente superior a la observada en Isla El Hierro (0.14 barcos comerciales km^-1), a lo que hay que añadir los cupos para pescadores recreativos establecidos según el Decreto 162/2000, del 24 de julio de 2000. En tercer lugar, la RI ocupa tan sólo un 1% del total de la reserva, lo que posiblemente dificulta la adecuada conservación y regeneración de las poblaciones ictiológicas. Además, esta RI se encuentra a 9.3 millas del puerto base, lo que dificulta, aún más, su vigilancia. Por lo tanto, sería adecuado el establecimiento de nuevas áreas como "reserva integral", así como aumentar los esfuerzos de vigilancia y control con una mayor capacidad operativa de vigilancia, para poder abarcar con total eficacia las considerables dimensiones de esta reserva.

Sparisoma cretense es un escárido de hábitos herbívoros y crecimiento rápido (González 1990), cuyas poblaciones, consecuentemente, presentan tasas de renovación altas. Es por tanto de esperar que sea una especie que responda rápidamente a las restricciones pesqueras. Las especies de peces pertenecientes a este tipo de grupo funcional (herbívoros de entre 5 y 35 cm, de crecimiento rápido) se han mostrado como los que más rápidamente responden a las medidas protectoras (Halpern y Warner 2002, Gell y Roberts 2003, Hawkins y Roberts 2004, Russ et al. 2005), siendo en ciertos casos las únicas que muestran el esperado "efecto reserva" a corto plazo.

Finalmente, cabe recalcar que una correcta monitorización en el tiempo tanto de las poblaciones de peces residentes, como de las descargas pesqueras por parte de los pescadores artesanales y recreativos, deben de consolidarse como herramientas para valorar la efectividad de las medidas de gestión implementadas en ambas reservas marinas.

Agradecimientos

Este estudio pudo ser realizado gracias a la ayuda económica proporcionada por el Ministerio de Medio Ambiente en el marco del proyecto "Canarias, por una Costa Viva" en colaboración con WWF/Adena. Agradecemos a I Blanch, L Ortega, A del Rosario, F del Rosario, N Montesdeoca, A Boyra, N Rodríguez, T Sánchez y O Bergasa su ayuda en la toma de datos.

Referencias

Agardy MT. 1994. Advances in marine conservation: The role of marine protected areas. Trends Ecol. Evol. 9(7): 267-270.         [ Links ]

Aguilera F, Brito A, Castilla C, Díaz A, Fdez-Palacios JM, Rodríguez, A, Sabaté F, Sánchez J. 1994. Canarias: Economía, Ecología y Medio Ambiente. Francisco Lemus Editorial, Islas Canarias, 361 pp.         [ Links ]

Anderson MJ, Millar RB. 2004. Spatial variation and effects of habitat on temperate reef fish assemblages in north-eastern New Zealand. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 305: 191-221.         [ Links ]

Bas C, Castro JJ, Hernández-García V, Lorenzo JM, Moreno T, Pajuelo JG, González-Ramos AJ. 1995. La Pesca en Canarias y Áreas de Influencia. Ediciones del Cabildo Insular de Gran Canaria, Las Palmas de G.C., 331 pp.         [ Links ]

Bortone SA, Van Tasell J, Brito A, Falcón JM, Bundrick CM. 1991. A visual assessment of the inshore fishes and fishery resources off El Hierro, Canary Islands: A baseline survey. Sci. Mar. 55: 529-541.         [ Links ]

Brock RE. 1982. A critique of the visual census method for assessing coral reef fish populations. Bull. Mar. Sci. 32: 269-276.         [ Links ]

Chiappone M, Sluka R, Sealey KS. 2000. Groupers (Pisces: Serranidae) in fished and protected areas of the Florida Keys, Bahamas and northern Caribbean. Mar. Ecol. Prog. Ser. 198: 251-272.         [ Links ]

Dayton PK, Sala E, Tegner MJ, Thrush SF. 2000. Marine protected areas: Parks, baselines, and fishery enhancement. Bull. Mar. Sci. 66: 617-634.         [ Links ]

Denny CM, Willis TJ, Babcock RC. 2004. Rapid recolonisation of snapper Pagrus auratus (Sparidae) within an offshore island marine reserve after implementation of no-take status. Mar. Ecol. Prog. Ser. 272: 183-190.         [ Links ]

Dugan JE, Davis GE. 1993. Applications of marine refugia to coastal fisheries management. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 50: 2029-2042.         [ Links ]

Edgar GJ, Barett NV. 1997. Short-term monitoring of biotic change in Tasmanian marine reserves. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 213: 261279.         [ Links ]

Edgar GJ, Bustamante RH, Farina JM, Calvopina M, Martínez C, Toral-Granda MV. 2004. Bias in evaluating the effects of marine protected areas: The importance of baseline data for the Galapagos Marine Reserve. Environ. Conserv. 31: 212-218.         [ Links ]

Falcón JM, Bortone SA, Brito A, Bundrick CM. 1996. Structure and relationships within and between the littoral rock-substrate fish communities off four islands in the Canarian Archipelago. Mar. Biol. 125: 215-231.         [ Links ]

Friedlander A, Sladeck-Nowlis J, Sanchez JA, Appeldoorn R, Usseglio P, McCormick C, Bejaano S, Mitchell-Chui A. 2003. Designing effective marine protected areas in Seaflower Biosphere Reserve, Colombia, based on biological and sociological information. Conserv. Biol. 17(6): 1769-1784.         [ Links ]

Galzin R, Crec'hriou R, Lenfant P, Planes S. 2004. Marine Protected Areas: A laboratory for scientific research. Rev. Ecol. (Terre Vie) 59(1-2): 37-48.         [ Links ]

García-Charton J.A. and Pérez-Ruzafa, A. (1999). Ecological heterogeneity and the evaluation of the effects of marine reserves. Fish. Res., 42: 1-20.         [ Links ]

García-Charton JA, Pérez-Ruzafa A, Sánchez-Jerez P, Bayle-Sempere JT, Reñones O, Moreno D. 2004. Multi-scale spatial heterogeneity, habitat structure, and the effect of marine reserves on western rocky reef fish assemblages. Mar. Biol. 144: 161-182.         [ Links ]

García-Rubies A, Zabala M. 1990. Effects of total fishing prohibition on the rocky fish assemblages of Medes Islands marine reserve (NW Mediterranean). Sci. Mar. 54(4): 317-328.         [ Links ]

Gell FR, Roberts CM. 2003. Benefits beyond boundaries: The fishery effect of marine reserves. Trends Ecol. Evol. 18(9): 448-455.         [ Links ]

González JA. 1990. Biología y pesquería de la vieja (Sparisoma cretense) en Canarias. Ph.D. thesis, Univ. La Laguna, Tenerife, Spain.         [ Links ]

Guidetti P, Verginella L, Viva C, Odorico R, Boero F. 2005. Protection effects on fish assemblages, and comparison of two visual census techniques in shallow artificial rocky habitats in the northern Adriatic Sea. J. Mar. Biol. Assoc. UK 85: 247-255.         [ Links ]

Halpern BS. 2003. The impact of marine reserves: Do reserves work and does reserve size matter? Ecol. Appl. (Suppl.) 13(1): S117-S137.         [ Links ]

Halpern BS, Warner RR. 2002. Marine reserves have rapid and lasting effects. Ecol. Lett. 5: 361-366.         [ Links ]

Harmelin-Vivien ML, Harmelin-Vivien JG, Chauvet C, Duval C, Galzin R, Lejeune P, Barnabé G, Blanc F, Chevalier R, Duclerc J, Lasserre G. 1985. Evaluation des peuplements et populations de posiions. Méthods et problems. Rev. Ecol. (Terre Vie), 40: 467-539.         [ Links ]

Harmelin-Vivien JG, Bachet F, García F. 1995. Mediterranean marine protected reserves: Fish indices as tests of protection efficiency. PSZNI: Mar. Ecol. 16: 233-250.         [ Links ]

Hawkins JP, Roberts CM. 2004. Effects of fishing on sex-changing Caribbean parrotfishes. Biol. Conserv. 115: 213-226.         [ Links ]

Kelly S, Scott D, MacDiarmid AB, Babcock RC. 2000. Spiny lobster, Jasus edwardsii, recovery in New Zealand marine reserves. Biol. Conserv. 92: 359-369.         [ Links ]

Kingsford M, Battershill C. 1998. Studying marine temperate environments: A handbook for ecologists. Canterbury Univ. Press, Christchurch, New Zealand, 335 pp.         [ Links ]

Lincoln-Smith MP. 1988. Effects of observer swimming speed on sample counts of temperate rocky reef assemblages. Mar. Ecol. Prog. Ser. 43: 223-231.         [ Links ]

Lincoln-Smith MP. 1989. Improving multispecies rocky reef fish censuses by counting different groups of species using different procedures. Environ. Biol. Fish. 26: 29-37.         [ Links ]

Micheli F, Benedetti-Cecchi L, Gambaccini S, Bertocci I, Borsini C, Chato GO, Romano F. 2005. Cascading human impacts, marine protected areas and the structure of Mediterranean reef assemblages. Ecol. Monogr. 75(1): 81-102.         [ Links ]

Miller MW, Gerstner CL. 2002. Reefs of an uninhabited Caribbean island: Fishes, benthic habitat and opportunities to discern reef fishery impact. Conserv. Biol. 106: 37-44.         [ Links ]

Mosquera I, Cote IM, Jennings S, Reynolds JD. 2000. Conservation benefits of marine reserves for fish populations. Anim. Conserv. 3: 321-332.         [ Links ]

Polunin NVC, Roberts CM. 1993. Greater biomass and value of target coral-reef fishes in two small Caribbean marine reserves. Mar. Ecol. Prog. Ser. 100: 167-176.         [ Links ]

Roberts CM. 1998. Source, sinks and the design of marine reserves networks. Fisheries 23: 16-19.         [ Links ]

Roberts CM, Polunin NVC. 1991. Are marine reserves effective in management of reef fisheries? Rev. Fish Biol. Fish. 1: 65-91.         [ Links ]

Roberts CM, Polunin NVC. 1993. Marine Reserves: Simple solutions to managing complex fisheries. Ambio 22: 363-368.         [ Links ]

Russ GR, Alcalá AC. 1996. Do marine reserves export adult fish biomass? Evidence from Apo Island, central Philippines. Mar. Ecol. Prog. Ser. 132: 1-9.         [ Links ]

Russ GR, Stockwell B, Alcalá AC. 2005. Inferring versus measuring rates of recovery in no-take marine reserves. Mar. Ecol. Prog. Ser. 292: 1-12.         [ Links ]

Sale PF, Cowen RK, Danilowicz BS, Jones GP, Kritzer JP, Lindeman KC, Planes S, Polunin NVC, Russ GR, Sadovy YJ, Steneck RS. 2005. Critical science gaps impede use of no-take fishery reserves. Trends Ecol. Evol. 20(2): 74-80.         [ Links ]

Sluka RD, Chiappone M, Sullivan KM, Wright R. 1997. The benefits of a marine fishery reserve for Nassau grouper Epinephelus striatus in the central Bahamas. Proc. 8th International Coral Reef Symp. 2: 1961-1964.         [ Links ]

Sumaila UR, Guénette S, Alder J, Chuenpagdee R. 2000. Addressing ecosystem effects of fishing using marine protected areas. ICES J. Mar. Sci. 57: 752-760.         [ Links ]

Tuya F, Boyra A, Sánchez-Jerez P, Barberá C, Haroun RJ. 2004. Relationships between rocky-reef fish assemblages, the sea urchin Diadema antillarum and macroalgae throughout the Canarian Archipelago. Mar. Ecol. Prog. Ser. 278: 157-169.         [ Links ]

Tuya F, Sánchez-Jerez P, Haroun RJ. 2006a. Populations of inshore Serranids across the Canarian Archipelago: Relationships with human pressure and implications for conservation. Biol. Conserv. 128: 13-24.         [ Links ]

Tuya F, Ortega-Borges L, Sánchez-Jerez P, Haroun RJ. 2006b. Effect of fishing pressure on the spatio-temporal variability of the parrotfish, Sparisoma cretense (Pisces: Scaridae), across the Canarian Archipelago (eastern Atlantic). Fish. Res. 77: 24-33.         [ Links ]

Underwood AJ. 1997. Experiments in Ecology: Their Logical Design and Interpretation using Analysis of Variance. Cambridge Univ. Press, London, 504 pp.         [ Links ]

Willis TJ, Millar RB, Babcock RC. 2003. Protection of exploited fishes in temperate regions: High density and biomass of snapper Pagrus auratus (Sparidae) in northern New Zealand marine reserves. J. Appl. Ecol. 40: 214-227.         [ Links ]