WADA-SD-CAN: DESCRIPTOR 2. Once introduced, alien species are components of ecosystems that can be evaluated by means of condition indicators, but in terms of good environmental status they should be considered as a pressure on native ecosystems. Thus, what will guarantee good environmental status in relation to this descriptor will be the absence of pressure, that is, the absence of alien species. However, given the irreversibility of the great majority of processes of establishment of alignant species, it is not possible to consider the BEA as the absence of alignant species. For this reason, the criteria associated with the descriptor are oriented on the one hand towards maintaining the status quo, that is to say, to reducing the rate of new primary introductions and limiting the expansion of those already established, which reduces the possibility of negative impacts, and on the other hand refers to the direct evaluation of these impacts. For the same reason as mentioned above regarding the irreversibility of the invasions, these impact indicators should give an account of the temporal evolution of the degree of negative impact, and consider that the BEA is achieved by reducing the rate of increase of these impacts.
br />According to what was explained in the previous section, in the sense that alien species are in fact a pressure that threatens the good environmental status of ecosystems, the BEA should not be defined as the result of a particular state of alien species, but rather as a function of the state of native biotas. In fact, the BEA in relation to descriptor 2 consists of the achievement of the BEA with respect to descriptors 1 (biodiversity), 3 (commercial species), 4 (food webs) and 6 (integrity of the bottoms). In addition, taking into account the characteristic of pressure on the marine environment that involves the algae species, a second characteristic of the BEA can be established in reference to the minimization of pressures. Therefore, the Good Environmental Status of descriptor 2 is defined in these two facets
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 4. Due to the scarcity of information on this descriptor in the Canary Islands Marine Demarcation, it has been decided to define Good Environmental Status in a qualitative way.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 5. According to the DMEM, Good Environmental Status (GES) with respect to eutrophication is achieved when “human-induced eutrophication is minimized, especially adverse effects such as loss of biodiversity, ecosystem degradation, massive algae blooms and oxygen deficit in deep waters”. It is clear that minimizing the effects of eutrophication occurs when the impact of nutrients released from ocean sources remains below a threshold that does not produce effects on the marine environment. This maximum threshold will depend on the characteristics of each area (hydrographic conditions, currents, ecosystem structure, etc.). Therefore, it should be defined specifically for each area of study within the Demarcation. In the evaluation presented in the previous section, areas of relatively homogeneous productivity have been defined, which are therefore expected to present a high degree of sensitivity to nutrient enrichment.
In practice, it is not possible to quantitatively define, with the available data, that maximum threshold of nutrient load. Alternatively, we propose to evaluate the eutrophication in the coastal areas of the Demarcation by comparison with the open sea areas. According to this evaluation, it is possible to define a BEA for each of the indicators (or group of indicators) in the terms shown in Table 5.6. As can be seen, the definition includes two complementary criteria for defining the EA for each group of indicators: time trends and reference values.
The indicators of Descriptor 5 are hierarchically structured, so that only if a trend towards an increase in nutrient concentration is detected, not linked to hydrological variability, quantifiable effects on the concentration of chlorophyll or phytoplankton communities attributable to contamination can be expected. However, similarly to what was done for Criterion 3.1, a definition of the BEA can be suggested for Criterion 3.2:
"The BEA corresponds to SSB/SSBMSY being ≥1 for at least 50% of the stocks and not {;0. 6 for no stock."
The value 0.6 is the result of 1/1.6, being 1.6 the value used in the definition of the BEA for Criterion 3. 1.
In an analogous way, the current state in relation to the BEA could be measured in a scale of 0 to 1, with the value 0 corresponding to the worst situation and 1 corresponding to the BEA, by means of the formula:
max[ 0 , 1 – proportion of red stocks – max{0, 0. 5 – proportion of stocks in green} When there is no SSBMSY (or precautionary biomass) reference point, it is not possible to work on the basis of columns 1 & 2 of Table 3.4. In that case, it would be possible to work with columns 3 and 4 of the table, which use the average of the biomass over the whole period,7)-T(T,B, instead of BMSY. The advantages of working with columns 3 and 4 over using columns 1 and 2 are that all stocks with main or secondary indicators are considered in the calculation and that the interpretation is consistent among them. However, it is very important to note that a value of 1 in this case would not necessarily correspond to the BEA, since the analysis is not based on BMSY but on the historical values of the B.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 6
In none of the habitats is currently available adequate information on its extent and / or status. The spatial and methodological limitations do not allow to define at this time the BEA (Good Environmental Status) of the habitats as a quantitative value or point. Therefore, the definition of Good Environmental Status should not be the reference level established in the evaluation of the state, but a positive trend towards that level or stability, since in many cases the reference level is impossible to achieve (loss of irreversible habitat, high social costs, long-term time scale of recovery processes, etc.). On the other hand, the concept of Good Environmental Status must take into account the sustainable use of the seas and a level of human activity that is compatible with the conservation of marine ecosystems, in accordance with the ecosystem approach. Therefore, the BEA cannot be assimilated to the reference level, but must take into consideration other factors.

WADA-SD-CAN: DESCRIPTOR 2. Once introduced, alien species are components of ecosystems that can be evaluated by means of condition indicators, but in terms of good environmental status they should be considered as a pressure on native ecosystems. Thus, what will guarantee good environmental status in relation to this descriptor will be the absence of pressure, that is, the absence of alien species. However, given the irreversibility of the great majority of processes of establishment of alignant species, it is not possible to consider the BEA as the absence of alignant species. For this reason, the criteria associated with the descriptor are oriented on the one hand towards maintaining the status quo, that is to say, to reducing the rate of new primary introductions and limiting the expansion of those already established, which reduces the possibility of negative impacts, and on the other hand refers to the direct evaluation of these impacts. For the same reason as mentioned above regarding the irreversibility of the invasions, these impact indicators should give an account of the temporal evolution of the degree of negative impact, and consider that the BEA is achieved by reducing the rate of increase of these impacts.
br />According to what was explained in the previous section, in the sense that alien species are in fact a pressure that threatens the good environmental status of ecosystems, the BEA should not be defined as the result of a particular state of alien species, but rather as a function of the state of native biotas. In fact, the BEA in relation to descriptor 2 consists of the achievement of the BEA with respect to descriptors 1 (biodiversity), 3 (commercial species), 4 (food webs) and 6 (integrity of the bottoms). In addition, taking into account the characteristic of pressure on the marine environment that involves the algae species, a second characteristic of the BEA can be established in reference to the minimization of pressures. Therefore, the Good Environmental Status of descriptor 2 is defined in these two facets
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 4. Due to the scarcity of information on this descriptor in the Canary Islands Marine Demarcation, it has been decided to define Good Environmental Status in a qualitative way.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 5. According to the DMEM, Good Environmental Status (GES) with respect to eutrophication is achieved when “human-induced eutrophication is minimized, especially adverse effects such as loss of biodiversity, ecosystem degradation, massive algae blooms and oxygen deficit in deep waters”. It is clear that minimizing the effects of eutrophication occurs when the impact of nutrients released from ocean sources remains below a threshold that does not produce effects on the marine environment. This maximum threshold will depend on the characteristics of each area (hydrographic conditions, currents, ecosystem structure, etc.). Therefore, it should be defined specifically for each area of study within the Demarcation. In the evaluation presented in the previous section, areas of relatively homogeneous productivity have been defined, which are therefore expected to present a high degree of sensitivity to nutrient enrichment.
In practice, it is not possible to quantitatively define, with the available data, that maximum threshold of nutrient load. Alternatively, we propose to evaluate the eutrophication in the coastal areas of the Demarcation by comparison with the open sea areas. According to this evaluation, it is possible to define a BEA for each of the indicators (or group of indicators) in the terms shown in Table 5.6. As can be seen, the definition includes two complementary criteria for defining the EA for each group of indicators: time trends and reference values.
The indicators of Descriptor 5 are hierarchically structured, so that only if a trend towards an increase in nutrient concentration is detected, not linked to hydrological variability, quantifiable effects on the concentration of chlorophyll or phytoplankton communities attributable to contamination can be expected. However, similarly to what was done for Criterion 3.1, a definition of the BEA can be suggested for Criterion 3.2:
"The BEA corresponds to SSB/SSBMSY being ≥1 for at least 50% of the stocks and not {;0. 6 for no stock."
The value 0.6 is the result of 1/1.6, being 1.6 the value used in the definition of the BEA for Criterion 3. 1.
In an analogous way, the current state in relation to the BEA could be measured in a scale of 0 to 1, with the value 0 corresponding to the worst situation and 1 corresponding to the BEA, by means of the formula:
max[ 0 , 1 – proportion of red stocks – max{0, 0. 5 – proportion of stocks in green} When there is no SSBMSY (or precautionary biomass) reference point, it is not possible to work on the basis of columns 1 & 2 of Table 3.4. In that case, it would be possible to work with columns 3 and 4 of the table, which use the average of the biomass over the whole period,7)-T(T,B, instead of BMSY. The advantages of working with columns 3 and 4 over using columns 1 and 2 are that all stocks with main or secondary indicators are considered in the calculation and that the interpretation is consistent among them. However, it is very important to note that a value of 1 in this case would not necessarily correspond to the BEA, since the analysis is not based on BMSY but on the historical values of the B.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 6
In none of the habitats is currently available adequate information on its extent and / or status. The spatial and methodological limitations do not allow to define at this time the BEA (Good Environmental Status) of the habitats as a quantitative value or point. Therefore, the definition of Good Environmental Status should not be the reference level established in the evaluation of the state, but a positive trend towards that level or stability, since in many cases the reference level is impossible to achieve (loss of irreversible habitat, high social costs, long-term time scale of recovery processes, etc.). On the other hand, the concept of Good Environmental Status must take into account the sustainable use of the seas and a level of human activity that is compatible with the conservation of marine ecosystems, in accordance with the ecosystem approach. Therefore, the BEA cannot be assimilated to the reference level, but must take into consideration other factors.

WADA-SD-CAN: DESCRIPTOR 2. Once introduced, alien species are components of ecosystems that can be evaluated by means of condition indicators, but in terms of good environmental status they should be considered as a pressure on native ecosystems. Thus, what will guarantee good environmental status in relation to this descriptor will be the absence of pressure, that is, the absence of alien species. However, given the irreversibility of the great majority of processes of establishment of alignant species, it is not possible to consider the BEA as the absence of alignant species. For this reason, the criteria associated with the descriptor are oriented on the one hand towards maintaining the status quo, that is to say, to reducing the rate of new primary introductions and limiting the expansion of those already established, which reduces the possibility of negative impacts, and on the other hand refers to the direct evaluation of these impacts. For the same reason as mentioned above regarding the irreversibility of the invasions, these impact indicators should give an account of the temporal evolution of the degree of negative impact, and consider that the BEA is achieved by reducing the rate of increase of these impacts.
br />According to what was explained in the previous section, in the sense that alien species are in fact a pressure that threatens the good environmental status of ecosystems, the BEA should not be defined as the result of a particular state of alien species, but rather as a function of the state of native biotas. In fact, the BEA in relation to descriptor 2 consists of the achievement of the BEA with respect to descriptors 1 (biodiversity), 3 (commercial species), 4 (food webs) and 6 (integrity of the bottoms). In addition, taking into account the characteristic of pressure on the marine environment that involves the algae species, a second characteristic of the BEA can be established in reference to the minimization of pressures. Therefore, the Good Environmental Status of descriptor 2 is defined in these two facets
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 4. Due to the scarcity of information on this descriptor in the Canary Islands Marine Demarcation, it has been decided to define Good Environmental Status in a qualitative way.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 5. According to the DMEM, Good Environmental Status (GES) with respect to eutrophication is achieved when “human-induced eutrophication is minimized, especially adverse effects such as loss of biodiversity, ecosystem degradation, massive algae blooms and oxygen deficit in deep waters”. It is clear that minimizing the effects of eutrophication occurs when the impact of nutrients released from ocean sources remains below a threshold that does not produce effects on the marine environment. This maximum threshold will depend on the characteristics of each area (hydrographic conditions, currents, ecosystem structure, etc.). Therefore, it should be defined specifically for each area of study within the Demarcation. In the evaluation presented in the previous section, areas of relatively homogeneous productivity have been defined, which are therefore expected to present a high degree of sensitivity to nutrient enrichment.
In practice, it is not possible to quantitatively define, with the available data, that maximum threshold of nutrient load. Alternatively, we propose to evaluate the eutrophication in the coastal areas of the Demarcation by comparison with the open sea areas. According to this evaluation, it is possible to define a BEA for each of the indicators (or group of indicators) in the terms shown in Table 5.6. As can be seen, the definition includes two complementary criteria for defining the EA for each group of indicators: time trends and reference values.
The indicators of Descriptor 5 are hierarchically structured, so that only if a trend towards an increase in nutrient concentration is detected, not linked to hydrological variability, quantifiable effects on the concentration of chlorophyll or phytoplankton communities attributable to contamination can be expected. However, similarly to what was done for Criterion 3.1, a definition of the BEA can be suggested for Criterion 3.2:
"The BEA corresponds to SSB/SSBMSY being ≥1 for at least 50% of the stocks and not {;0. 6 for no stock."
The value 0.6 is the result of 1/1.6, being 1.6 the value used in the definition of the BEA for Criterion 3. 1.
In an analogous way, the current state in relation to the BEA could be measured in a scale of 0 to 1, with the value 0 corresponding to the worst situation and 1 corresponding to the BEA, by means of the formula:
max[ 0 , 1 – proportion of red stocks – max{0, 0. 5 – proportion of stocks in green} When there is no SSBMSY (or precautionary biomass) reference point, it is not possible to work on the basis of columns 1 & 2 of Table 3.4. In that case, it would be possible to work with columns 3 and 4 of the table, which use the average of the biomass over the whole period,7)-T(T,B, instead of BMSY. The advantages of working with columns 3 and 4 over using columns 1 and 2 are that all stocks with main or secondary indicators are considered in the calculation and that the interpretation is consistent among them. However, it is very important to note that a value of 1 in this case would not necessarily correspond to the BEA, since the analysis is not based on BMSY but on the historical values of the B.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 6
In none of the habitats is currently available adequate information on its extent and / or status. The spatial and methodological limitations do not allow to define at this time the BEA (Good Environmental Status) of the habitats as a quantitative value or point. Therefore, the definition of Good Environmental Status should not be the reference level established in the evaluation of the state, but a positive trend towards that level or stability, since in many cases the reference level is impossible to achieve (loss of irreversible habitat, high social costs, long-term time scale of recovery processes, etc.). On the other hand, the concept of Good Environmental Status must take into account the sustainable use of the seas and a level of human activity that is compatible with the conservation of marine ecosystems, in accordance with the ecosystem approach. Therefore, the BEA cannot be assimilated to the reference level, but must take into consideration other factors.

WADA-SD-CAN: DESCRIPTOR 2. Once introduced, alien species are components of ecosystems that can be evaluated by means of condition indicators, but in terms of good environmental status they should be considered as a pressure on native ecosystems. Thus, what will guarantee good environmental status in relation to this descriptor will be the absence of pressure, that is, the absence of alien species. However, given the irreversibility of the great majority of processes of establishment of alignant species, it is not possible to consider the BEA as the absence of alignant species. For this reason, the criteria associated with the descriptor are oriented on the one hand towards maintaining the status quo, that is to say, to reducing the rate of new primary introductions and limiting the expansion of those already established, which reduces the possibility of negative impacts, and on the other hand refers to the direct evaluation of these impacts. For the same reason as mentioned above regarding the irreversibility of the invasions, these impact indicators should give an account of the temporal evolution of the degree of negative impact, and consider that the BEA is achieved by reducing the rate of increase of these impacts.
br />According to what was explained in the previous section, in the sense that alien species are in fact a pressure that threatens the good environmental status of ecosystems, the BEA should not be defined as the result of a particular state of alien species, but rather as a function of the state of native biotas. In fact, the BEA in relation to descriptor 2 consists of the achievement of the BEA with respect to descriptors 1 (biodiversity), 3 (commercial species), 4 (food webs) and 6 (integrity of the bottoms). In addition, taking into account the characteristic of pressure on the marine environment that involves the algae species, a second characteristic of the BEA can be established in reference to the minimization of pressures. Therefore, the Good Environmental Status of descriptor 2 is defined in these two facets
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 4. Due to the scarcity of information on this descriptor in the Canary Islands Marine Demarcation, it has been decided to define Good Environmental Status in a qualitative way.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 5. According to the DMEM, Good Environmental Status (GES) with respect to eutrophication is achieved when “human-induced eutrophication is minimized, especially adverse effects such as loss of biodiversity, ecosystem degradation, massive algae blooms and oxygen deficit in deep waters”. It is clear that minimizing the effects of eutrophication occurs when the impact of nutrients released from ocean sources remains below a threshold that does not produce effects on the marine environment. This maximum threshold will depend on the characteristics of each area (hydrographic conditions, currents, ecosystem structure, etc.). Therefore, it should be defined specifically for each area of study within the Demarcation. In the evaluation presented in the previous section, areas of relatively homogeneous productivity have been defined, which are therefore expected to present a high degree of sensitivity to nutrient enrichment.
In practice, it is not possible to quantitatively define, with the available data, that maximum threshold of nutrient load. Alternatively, we propose to evaluate the eutrophication in the coastal areas of the Demarcation by comparison with the open sea areas. According to this evaluation, it is possible to define a BEA for each of the indicators (or group of indicators) in the terms shown in Table 5.6. As can be seen, the definition includes two complementary criteria for defining the EA for each group of indicators: time trends and reference values.
The indicators of Descriptor 5 are hierarchically structured, so that only if a trend towards an increase in nutrient concentration is detected, not linked to hydrological variability, quantifiable effects on the concentration of chlorophyll or phytoplankton communities attributable to contamination can be expected. However, similarly to what was done for Criterion 3.1, a definition of the BEA can be suggested for Criterion 3.2:
"The BEA corresponds to SSB/SSBMSY being ≥1 for at least 50% of the stocks and not {;0. 6 for no stock."
The value 0.6 is the result of 1/1.6, being 1.6 the value used in the definition of the BEA for Criterion 3. 1.
In an analogous way, the current state in relation to the BEA could be measured in a scale of 0 to 1, with the value 0 corresponding to the worst situation and 1 corresponding to the BEA, by means of the formula:
max[ 0 , 1 – proportion of red stocks – max{0, 0. 5 – proportion of stocks in green} When there is no SSBMSY (or precautionary biomass) reference point, it is not possible to work on the basis of columns 1 & 2 of Table 3.4. In that case, it would be possible to work with columns 3 and 4 of the table, which use the average of the biomass over the whole period,7)-T(T,B, instead of BMSY. The advantages of working with columns 3 and 4 over using columns 1 and 2 are that all stocks with main or secondary indicators are considered in the calculation and that the interpretation is consistent among them. However, it is very important to note that a value of 1 in this case would not necessarily correspond to the BEA, since the analysis is not based on BMSY but on the historical values of the B.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 6
In none of the habitats is currently available adequate information on its extent and / or status. The spatial and methodological limitations do not allow to define at this time the BEA (Good Environmental Status) of the habitats as a quantitative value or point. Therefore, the definition of Good Environmental Status should not be the reference level established in the evaluation of the state, but a positive trend towards that level or stability, since in many cases the reference level is impossible to achieve (loss of irreversible habitat, high social costs, long-term time scale of recovery processes, etc.). On the other hand, the concept of Good Environmental Status must take into account the sustainable use of the seas and a level of human activity that is compatible with the conservation of marine ecosystems, in accordance with the ecosystem approach. Therefore, the BEA cannot be assimilated to the reference level, but must take into consideration other factors.

WADA-SD-CAN: DESCRIPTOR 2. Once introduced, alien species are components of ecosystems that can be evaluated by means of condition indicators, but in terms of good environmental status they should be considered as a pressure on native ecosystems. Thus, what will guarantee good environmental status in relation to this descriptor will be the absence of pressure, that is, the absence of alien species. However, given the irreversibility of the great majority of processes of establishment of alignant species, it is not possible to consider the BEA as the absence of alignant species. For this reason, the criteria associated with the descriptor are oriented on the one hand towards maintaining the status quo, that is to say, to reducing the rate of new primary introductions and limiting the expansion of those already established, which reduces the possibility of negative impacts, and on the other hand refers to the direct evaluation of these impacts. For the same reason as mentioned above regarding the irreversibility of the invasions, these impact indicators should give an account of the temporal evolution of the degree of negative impact, and consider that the BEA is achieved by reducing the rate of increase of these impacts.
br />According to what was explained in the previous section, in the sense that alien species are in fact a pressure that threatens the good environmental status of ecosystems, the BEA should not be defined as the result of a particular state of alien species, but rather as a function of the state of native biotas. In fact, the BEA in relation to descriptor 2 consists of the achievement of the BEA with respect to descriptors 1 (biodiversity), 3 (commercial species), 4 (food webs) and 6 (integrity of the bottoms). In addition, taking into account the characteristic of pressure on the marine environment that involves the algae species, a second characteristic of the BEA can be established in reference to the minimization of pressures. Therefore, the Good Environmental Status of descriptor 2 is defined in these two facets
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 4. Due to the scarcity of information on this descriptor in the Canary Islands Marine Demarcation, it has been decided to define Good Environmental Status in a qualitative way.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 5. According to the DMEM, Good Environmental Status (GES) with respect to eutrophication is achieved when “human-induced eutrophication is minimized, especially adverse effects such as loss of biodiversity, ecosystem degradation, massive algae blooms and oxygen deficit in deep waters”. It is clear that minimizing the effects of eutrophication occurs when the impact of nutrients released from ocean sources remains below a threshold that does not produce effects on the marine environment. This maximum threshold will depend on the characteristics of each area (hydrographic conditions, currents, ecosystem structure, etc.). Therefore, it should be defined specifically for each area of study within the Demarcation. In the evaluation presented in the previous section, areas of relatively homogeneous productivity have been defined, which are therefore expected to present a high degree of sensitivity to nutrient enrichment.
In practice, it is not possible to quantitatively define, with the available data, that maximum threshold of nutrient load. Alternatively, we propose to evaluate the eutrophication in the coastal areas of the Demarcation by comparison with the open sea areas. According to this evaluation, it is possible to define a BEA for each of the indicators (or group of indicators) in the terms shown in Table 5.6. As can be seen, the definition includes two complementary criteria for defining the EA for each group of indicators: time trends and reference values.
The indicators of Descriptor 5 are hierarchically structured, so that only if a trend towards an increase in nutrient concentration is detected, not linked to hydrological variability, quantifiable effects on the concentration of chlorophyll or phytoplankton communities attributable to contamination can be expected. However, similarly to what was done for Criterion 3.1, a definition of the BEA can be suggested for Criterion 3.2:
"The BEA corresponds to SSB/SSBMSY being ≥1 for at least 50% of the stocks and not {;0. 6 for no stock."
The value 0.6 is the result of 1/1.6, being 1.6 the value used in the definition of the BEA for Criterion 3. 1.
In an analogous way, the current state in relation to the BEA could be measured in a scale of 0 to 1, with the value 0 corresponding to the worst situation and 1 corresponding to the BEA, by means of the formula:
max[ 0 , 1 – proportion of red stocks – max{0, 0. 5 – proportion of stocks in green} When there is no SSBMSY (or precautionary biomass) reference point, it is not possible to work on the basis of columns 1 & 2 of Table 3.4. In that case, it would be possible to work with columns 3 and 4 of the table, which use the average of the biomass over the whole period,7)-T(T,B, instead of BMSY. The advantages of working with columns 3 and 4 over using columns 1 and 2 are that all stocks with main or secondary indicators are considered in the calculation and that the interpretation is consistent among them. However, it is very important to note that a value of 1 in this case would not necessarily correspond to the BEA, since the analysis is not based on BMSY but on the historical values of the B.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 6
In none of the habitats is currently available adequate information on its extent and / or status. The spatial and methodological limitations do not allow to define at this time the BEA (Good Environmental Status) of the habitats as a quantitative value or point. Therefore, the definition of Good Environmental Status should not be the reference level established in the evaluation of the state, but a positive trend towards that level or stability, since in many cases the reference level is impossible to achieve (loss of irreversible habitat, high social costs, long-term time scale of recovery processes, etc.). On the other hand, the concept of Good Environmental Status must take into account the sustainable use of the seas and a level of human activity that is compatible with the conservation of marine ecosystems, in accordance with the ecosystem approach. Therefore, the BEA cannot be assimilated to the reference level, but must take into consideration other factors.

WADA-SD-CAN: DESCRIPTOR 2. Once introduced, alien species are components of ecosystems that can be evaluated by means of condition indicators, but in terms of good environmental status they should be considered as a pressure on native ecosystems. Thus, what will guarantee good environmental status in relation to this descriptor will be the absence of pressure, that is, the absence of alien species. However, given the irreversibility of the great majority of processes of establishment of alignant species, it is not possible to consider the BEA as the absence of alignant species. For this reason, the criteria associated with the descriptor are oriented on the one hand towards maintaining the status quo, that is to say, to reducing the rate of new primary introductions and limiting the expansion of those already established, which reduces the possibility of negative impacts, and on the other hand refers to the direct evaluation of these impacts. For the same reason as mentioned above regarding the irreversibility of the invasions, these impact indicators should give an account of the temporal evolution of the degree of negative impact, and consider that the BEA is achieved by reducing the rate of increase of these impacts.
br />According to what was explained in the previous section, in the sense that alien species are in fact a pressure that threatens the good environmental status of ecosystems, the BEA should not be defined as the result of a particular state of alien species, but rather as a function of the state of native biotas. In fact, the BEA in relation to descriptor 2 consists of the achievement of the BEA with respect to descriptors 1 (biodiversity), 3 (commercial species), 4 (food webs) and 6 (integrity of the bottoms). In addition, taking into account the characteristic of pressure on the marine environment that involves the algae species, a second characteristic of the BEA can be established in reference to the minimization of pressures. Therefore, the Good Environmental Status of descriptor 2 is defined in these two facets
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 4. Due to the scarcity of information on this descriptor in the Canary Islands Marine Demarcation, it has been decided to define Good Environmental Status in a qualitative way.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 5. According to the DMEM, Good Environmental Status (GES) with respect to eutrophication is achieved when “human-induced eutrophication is minimized, especially adverse effects such as loss of biodiversity, ecosystem degradation, massive algae blooms and oxygen deficit in deep waters”. It is clear that minimizing the effects of eutrophication occurs when the impact of nutrients released from ocean sources remains below a threshold that does not produce effects on the marine environment. This maximum threshold will depend on the characteristics of each area (hydrographic conditions, currents, ecosystem structure, etc.). Therefore, it should be defined specifically for each area of study within the Demarcation. In the evaluation presented in the previous section, areas of relatively homogeneous productivity have been defined, which are therefore expected to present a high degree of sensitivity to nutrient enrichment.
In practice, it is not possible to quantitatively define, with the available data, that maximum threshold of nutrient load. Alternatively, we propose to evaluate the eutrophication in the coastal areas of the Demarcation by comparison with the open sea areas. According to this evaluation, it is possible to define a BEA for each of the indicators (or group of indicators) in the terms shown in Table 5.6. As can be seen, the definition includes two complementary criteria for defining the EA for each group of indicators: time trends and reference values.
The indicators of Descriptor 5 are hierarchically structured, so that only if a trend towards an increase in nutrient concentration is detected, not linked to hydrological variability, quantifiable effects on the concentration of chlorophyll or phytoplankton communities attributable to contamination can be expected. However, similarly to what was done for Criterion 3.1, a definition of the BEA can be suggested for Criterion 3.2:
"The BEA corresponds to SSB/SSBMSY being ≥1 for at least 50% of the stocks and not {;0. 6 for no stock."
The value 0.6 is the result of 1/1.6, being 1.6 the value used in the definition of the BEA for Criterion 3. 1.
In an analogous way, the current state in relation to the BEA could be measured in a scale of 0 to 1, with the value 0 corresponding to the worst situation and 1 corresponding to the BEA, by means of the formula:
max[ 0 , 1 – proportion of red stocks – max{0, 0. 5 – proportion of stocks in green} When there is no SSBMSY (or precautionary biomass) reference point, it is not possible to work on the basis of columns 1 & 2 of Table 3.4. In that case, it would be possible to work with columns 3 and 4 of the table, which use the average of the biomass over the whole period,7)-T(T,B, instead of BMSY. The advantages of working with columns 3 and 4 over using columns 1 and 2 are that all stocks with main or secondary indicators are considered in the calculation and that the interpretation is consistent among them. However, it is very important to note that a value of 1 in this case would not necessarily correspond to the BEA, since the analysis is not based on BMSY but on the historical values of the B.
AMA-ES-SD-CAN: DESCRIPTOR 6
In none of the habitats is currently available adequate information on its extent and / or status. The spatial and methodological limitations do not allow to define at this time the BEA (Good Environmental Status) of the habitats as a quantitative value or point. Therefore, the definition of Good Environmental Status should not be the reference level established in the evaluation of the state, but a positive trend towards that level or stability, since in many cases the reference level is impossible to achieve (loss of irreversible habitat, high social costs, long-term time scale of recovery processes, etc.). On the other hand, the concept of Good Environmental Status must take into account the sustainable use of the seas and a level of human activity that is compatible with the conservation of marine ecosystems, in accordance with the ecosystem approach. Therefore, the BEA cannot be assimilated to the reference level, but must take into consideration other factors.

Se mantiene o incrementa la distribución y la extensión de los hábitats protegidos. Los hábitats predominantes presentan valores de distribución y extensión que garantizan su conservación

Se mantiene o incrementa la distribución y la extensión de los hábitats protegidos. Los hábitats predominantes presentan valores de distribución y extensión que garantizan su conservación

El estado de los hábitats, evaluado  términos  estado de las especies y comunidades típicas (1.6.1), o de abundancia y/o biomasa relativa (1.6.2), o en función de sus condiciones físicas, hidrológicas y químicas  (1.6.3), se mantiene dentro de valores que garanticen su perdurabilidad y funcionamiento, y el mantenimiento de las especies características y especies clave asociadas

El área de distribución de los hábitats biogénicos y/o hábitats protegidos mantienen tendencias positivas o estables de manera que se asegura su conservación

Los efectos adversos derivados de las actividades humanas no alcanzan una extensión espacial y/o intensidad que comprometa el mantenimiento de los hábitats bentónicos

El estado de las comunidades bentónicas, evaluado en términos de biomasa de la especie estructurante, riqueza / diversidad, u otros indicadores relacionados, se mantiene dentro de valores que garanticen su perdurabilidad y funcionamiento, y el mantenimiento de las especies características y especies clave asociadas

La falta de replicación temporal y de la necesaria actualización de la información existente para los hábitats marinos de Canarias y sus comunidades asociadas, no permiten establecer el FVR (favourable reference value: JNCC, 2006; Piha & Zampoukas, 2011), al menos como nivel de referencia ligado a la consecución del BEA. Así pues, los niveles de referencia tomados de la bibliografía y cartografías existentes y expuestos para los diferentes elementos, no deben considerarse, en general, válidos para afirmar que su consecución lleve aparejado el estatus de buen estado ambiental en la forma FRV=BEA y deben ser tratados de forma orientativa y con la necesaria precaución para futuras evaluaciones. Así pues, dado el carácter puntual (tanto espacial como temporalmente) de los datos disponibles, éstos deben considerarse como valores de referencia provisionales.

La falta de replicación temporal y de la necesaria actualización de la información existente para los hábitats marinos de Canarias y sus comunidades asociadas, no permiten establecer el FVR (favourable reference value: JNCC, 2006; Piha & Zampoukas, 2011), al menos como nivel de referencia ligado a la consecución del BEA. Así pues, los niveles de referencia tomados de la bibliografía y cartografías existentes y expuestos para los diferentes elementos, no deben considerarse, en general, válidos para afirmar que su consecución lleve aparejado el estatus de buen estado ambiental en la forma FRV=BEA y deben ser tratados de forma orientativa y con la necesaria precaución para futuras evaluaciones. Así pues, dado el carácter puntual (tanto espacial como temporalmente) de los datos disponibles, éstos deben considerarse como valores de referencia provisionales.

La falta de replicación temporal y de la necesaria actualización de la información existente para los hábitats marinos de Canarias y sus comunidades asociadas, no permiten establecer el FVR (favourable reference value: JNCC, 2006; Piha & Zampoukas, 2011), al menos como nivel de referencia ligado a la consecución del BEA. Así pues, los niveles de referencia tomados de la bibliografía y cartografías existentes y expuestos para los diferentes elementos, no deben considerarse, en general, válidos para afirmar que su consecución lleve aparejado el estatus de buen estado ambiental en la forma FRV=BEA y deben ser tratados de forma orientativa y con la necesaria precaución para futuras evaluaciones. Así pues, dado el carácter puntual (tanto espacial como temporalmente) de los datos disponibles, éstos deben considerarse como valores de referencia provisionales.

La falta de replicación temporal y de la necesaria actualización de la información existente para los hábitats marinos de Canarias y sus comunidades asociadas, no permiten establecer el FVR (favourable reference value: JNCC, 2006; Piha & Zampoukas, 2011), al menos como nivel de referencia ligado a la consecución del BEA. Así pues, los niveles de referencia tomados de la bibliografía y cartografías existentes y expuestos para los diferentes elementos, no deben considerarse, en general, válidos para afirmar que su consecución lleve aparejado el estatus de buen estado ambiental en la forma FRV=BEA y deben ser tratados de forma orientativa y con la necesaria precaución para futuras evaluaciones. Así pues, dado el carácter puntual (tanto espacial como temporalmente) de los datos disponibles, éstos deben considerarse como valores de referencia provisionales.

La falta de replicación temporal y de la necesaria actualización de la información existente para los hábitats marinos de Canarias y sus comunidades asociadas, no permiten establecer el FVR (favourable reference value: JNCC, 2006; Piha & Zampoukas, 2011), al menos como nivel de referencia ligado a la consecución del BEA. Así pues, los niveles de referencia tomados de la bibliografía y cartografías existentes y expuestos para los diferentes elementos, no deben considerarse, en general, válidos para afirmar que su consecución lleve aparejado el estatus de buen estado ambiental en la forma FRV=BEA y deben ser tratados de forma orientativa y con la necesaria precaución para futuras evaluaciones. Así pues, dado el carácter puntual (tanto espacial como temporalmente) de los datos disponibles, éstos deben considerarse como valores de referencia provisionales.

La falta de replicación temporal y de la necesaria actualización de la información existente para los hábitats marinos de Canarias y sus comunidades asociadas, no permiten establecer el FVR (favourable reference value: JNCC, 2006; Piha & Zampoukas, 2011), al menos como nivel de referencia ligado a la consecución del BEA. Así pues, los niveles de referencia tomados de la bibliografía y cartografías existentes y expuestos para los diferentes elementos, no deben considerarse, en general, válidos para afirmar que su consecución lleve aparejado el estatus de buen estado ambiental en la forma FRV=BEA y deben ser tratados de forma orientativa y con la necesaria precaución para futuras evaluaciones. Así pues, dado el carácter puntual (tanto espacial como temporalmente) de los datos disponibles, éstos deben considerarse como valores de referencia provisionales.

La determinación de los hábitats presentes en la Demarcación Canaria y en general en cualquier ecosistema marino es uno de los desafíos al que debe responder la comunidad científica. Esta problemática en la identificación de hábitats radica en la ausencia de listas de referencia, la falta de acuerdo sobre la definición del término hábitat, y a que en el medio marino los hábitats son mucho más difíciles y más costosos de cartografiar que en el medio terrestre, por lo que se cuenta con menor información sobre su extensión o ubicación (Fraschetti et al., 2008). Estas circunstancias hacen que a día de hoy se lleve a cabo desde el MAGRAMA una acción para la determinación de los hábitats marinos existentes en las costas españolas, que se encuentra en fase de borrador. Toda esta problemática se ha tenido en cuenta a la hora de determinar el número y extensión de las fichas de hábitats desarrolladas en este documento (Tabla 4, Documento IV_D1Canarias.pdf). La determinación de los hábitats de la Demarcación Canaria se ha basado en la clasificación EUNIS (Davies y Moss, 1997, 1999; Connor et al., 2004; RAC/SPA, 2006) con objeto de utilizar un sistema de clasificación aceptado en el contexto de la UE y jerárquico que permitiese avanzar en la clasificación de manera ordenada, comenzando con las características abióticas (estrato batimétrico y tipo de sustrato) y terminando con las biológicas (facies, comunidades, etc.). De esta forma, los criterios EUNIS se han mantenido en el desarrollo de las fichas, empleando los estratos batimétricos y tipos de sustrato que aparecen en esta clasificación y respetando cuando fue posible la denominación de los hábitats. No obstante, esta clasificación responde a unos criterios que no son los de la directiva y tampoco tiene en cuenta el grado de información disponible para cada hábitat por lo que finalmente se introdujeron matices para la selección de los hábitats que aparecen en las fichas. Uno de los principales problemas a la hora de usar la clasificación EUNIS en el desarrollo de las fichas de hábitats es que no distingue lo que la decisión llama tipos de hábitats especiales del resto. Por hábitats especiales la decisión se refiere a hábitats que la legislación comunitaria (Directivas «Hábitats» y «Aves silvestres») o los convenios internacionales reconocen y consideran de interés especial para la ciencia o la diversidad biológica. Además, al ser una clasificación realizada en principio para los hábitats de las islas Británicas y el Mar del Norte no recoge la diversidad biológica de las aguas de Canarias, siendo numerosos los hábitats presentes en esta demarcación que no se encuentran incluidos en EUNIS. Por último, el nivel de agregación necesario en función de la información disponible y de las necesidades de la Directiva no es el mismo que el de la clasificación EUNIS. De esta forma, los diferentes hábitats EUNIS que hacen referencia al litoral rocoso han sido reunidos en una única ficha. Por lo tanto y de manera resumida, la selección de los hábitats presentes en las fichas del anexo II se realizó en base a lo descrito en la Directiva y la información disponible mediante los dos siguientes criterios principales: •Existencia de información suficiente sobre el hábitat como para justificar el desarrollo de una ficha. •Que se trate de un hábitat predominante o especial (Anexo III, cuadro I de la Directiva). Independientemente de la información disponible sobre cada hábitat, el conjunto de la diversidad biológica presente en la Demarcación Canaria se encuentra representada en las fichas del anexo II con diferente nivel de detalle según el caso. De esta forma las fichas pueden ser tan detalladas como para representar la distribución espacial de las comunidades de anguila jardinera (Heteroconger longissimus) o tan general como la ficha titulada “Franja intermareal en sustrato rocoso”. Entre estos dos niveles de detalle se encuentran el conjunto de hábitats y comunidades biológicas desarrolladas para la Demarcación Canaria. CRITERIO: 1.4. Distribución del hábitat 1.4.1. Rango de distribución del hábitat Indicador principal: profundidad máxima y mínima La información obtenida procede de la bibliografía consultada aportándose la distribución batimétrica además de, exponer los datos sobre el tipo de sustrato, la exposición al oleaje, el rango batimétrico y la distribución geográfica a nivel mundial del hábitat en las fichas correspondientes a cada hábitat.

La determinación de los hábitats presentes en la Demarcación Canaria y en general en cualquier ecosistema marino es uno de los desafíos al que debe responder la comunidad científica. Esta problemática en la identificación de hábitats radica en la ausencia de listas de referencia, la falta de acuerdo sobre la definición del término hábitat, y a que en el medio marino los hábitats son mucho más difíciles y más costosos de cartografiar que en el medio terrestre, por lo que se cuenta con menor información sobre su extensión o ubicación (Fraschetti et al., 2008). Estas circunstancias hacen que a día de hoy se lleve a cabo desde el MAGRAMA una acción para la determinación de los hábitats marinos existentes en las costas españolas, que se encuentra en fase de borrador. Toda esta problemática se ha tenido en cuenta a la hora de determinar el número y extensión de las fichas de hábitats desarrolladas en este documento (Tabla 4, Documento IV_D1Canarias.pdf). La determinación de los hábitats de la Demarcación Canaria se ha basado en la clasificación EUNIS (Davies y Moss, 1997, 1999; Connor et al., 2004; RAC/SPA, 2006) con objeto de utilizar un sistema de clasificación aceptado en el contexto de la UE y jerárquico que permitiese avanzar en la clasificación de manera ordenada, comenzando con las características abióticas (estrato batimétrico y tipo de sustrato) y terminando con las biológicas (facies, comunidades, etc.). De esta forma, los criterios EUNIS se han mantenido en el desarrollo de las fichas, empleando los estratos batimétricos y tipos de sustrato que aparecen en esta clasificación y respetando cuando fue posible la denominación de los hábitats. No obstante, esta clasificación responde a unos criterios que no son los de la directiva y tampoco tiene en cuenta el grado de información disponible para cada hábitat por lo que finalmente se introdujeron matices para la selección de los hábitats que aparecen en las fichas. Uno de los principales problemas a la hora de usar la clasificación EUNIS en el desarrollo de las fichas de hábitats es que no distingue lo que la decisión llama tipos de hábitats especiales del resto. Por hábitats especiales la decisión se refiere a hábitats que la legislación comunitaria (Directivas «Hábitats» y «Aves silvestres») o los convenios internacionales reconocen y consideran de interés especial para la ciencia o la diversidad biológica. Además, al ser una clasificación realizada en principio para los hábitats de las islas Británicas y el Mar del Norte no recoge la diversidad biológica de las aguas de Canarias, siendo numerosos los hábitats presentes en esta demarcación que no se encuentran incluidos en EUNIS. Por último, el nivel de agregación necesario en función de la información disponible y de las necesidades de la Directiva no es el mismo que el de la clasificación EUNIS. De esta forma, los diferentes hábitats EUNIS que hacen referencia al litoral rocoso han sido reunidos en una única ficha. Por lo tanto y de manera resumida, la selección de los hábitats presentes en las fichas del anexo II se realizó en base a lo descrito en la Directiva y la información disponible mediante los dos siguientes criterios principales: •Existencia de información suficiente sobre el hábitat como para justificar el desarrollo de una ficha. •Que se trate de un hábitat predominante o especial (Anexo III, cuadro I de la Directiva). Independientemente de la información disponible sobre cada hábitat, el conjunto de la diversidad biológica presente en la Demarcación Canaria se encuentra representada en las fichas del anexo II con diferente nivel de detalle según el caso. De esta forma las fichas pueden ser tan detalladas como para representar la distribución espacial de las comunidades de anguila jardinera (Heteroconger longissimus) o tan general como la ficha titulada “Franja intermareal en sustrato rocoso”. Entre estos dos niveles de detalle se encuentran el conjunto de hábitats y comunidades biológicas desarrolladas para la Demarcación Canaria. CRITERIO: 1.5. Extensión del hábitat 1.5.1. Área ocupada por el hábitat Indicador principal: área ocupada por cada tipo de hábitat Se dispone de cartografiados continuos a nivel insular para hábitats medio e infralitorales, aunque los resultados del indicador se deben considerar como una estimación de la extensión real ocupada, puesto que no se trata de valores actuales ante la falta de acciones de seguimiento temporal. Para el resto de hábitat de estratos más profundos no se cuenta con la necesaria información georreferenciada como para abordar su análisis. La característica general que define al conjunto de los estudios ecocartográficos y bionómicos realizados en Canarias se relaciona con su condición de acciones sin continuidad temporal. Una vez finalizadas las correspondientes a cada isla no han pasado a formar parte de un SIG global para la demarcación, dotado de un programa de seguimiento temporal que actualizara la información existente y permitiera conocer la evolución de las diferentes comunidades marinas de Canarias. Así, la estima de la extensión (en Km2) de los hábitats se ha realizado a partir de los estudios ecocartográficos encargados por el MAGRAMA y el Cabildo de Tenerife (Ministerio de Medio Ambiente, 2000; 2001; 2003; 2004; 2005a; 2005b; Cabildo Insular de Tenerife, 2005), por ser los trabajos sistemáticos de ámbito más general para representar la distribución global de dichos hábitats en el Archipiélago Canario. Si bien estos trabajos fueron realizados entre los años 2000 y 2007, se caracterizan al menos por presentar una metodología similar con resultados comparables y un ámbito de actuación a nivel insular, exceptuando el caso de Gran Canaria, al ser dos empresas diferentes las encargadas de realizarlo. Existen cartografías posteriores de zonas muy localizadas y en las cuales la metodología empleada difiere según los autores. Estas cartografías se tuvieron en consideración pero no se utilizaron para la estimación de la extensión del hábitat (Tabla 5, documento IV_D1Canarias.pdf). En el caso de las praderas de Cymodocea de la Macaronesia, debido a su importancia ecológica y por tratarse de un hábitat especial, se presentan en la ficha correspondiente tablas comparando la extensión ocupada en las zonas donde se ha realizado una cartografía posterior y la extensión calculada en base a los ecocartográficos realizados por el MARM.

La determinación de los hábitats presentes en la Demarcación Canaria y en general en cualquier ecosistema marino es uno de los desafíos al que debe responder la comunidad científica. Esta problemática en la identificación de hábitats radica en la ausencia de listas de referencia, la falta de acuerdo sobre la definición del término hábitat, y a que en el medio marino los hábitats son mucho más difíciles y más costosos de cartografiar que en el medio terrestre, por lo que se cuenta con menor información sobre su extensión o ubicación (Fraschetti et al., 2008). Estas circunstancias hacen que a día de hoy se lleve a cabo desde el MAGRAMA una acción para la determinación de los hábitats marinos existentes en las costas españolas, que se encuentra en fase de borrador. Toda esta problemática se ha tenido en cuenta a la hora de determinar el número y extensión de las fichas de hábitats desarrolladas en este documento (Tabla 4, Documento IV_D1Canarias.pdf). La determinación de los hábitats de la Demarcación Canaria se ha basado en la clasificación EUNIS (Davies y Moss, 1997, 1999; Connor et al., 2004; RAC/SPA, 2006) con objeto de utilizar un sistema de clasificación aceptado en el contexto de la UE y jerárquico que permitiese avanzar en la clasificación de manera ordenada, comenzando con las características abióticas (estrato batimétrico y tipo de sustrato) y terminando con las biológicas (facies, comunidades, etc.). De esta forma, los criterios EUNIS se han mantenido en el desarrollo de las fichas, empleando los estratos batimétricos y tipos de sustrato que aparecen en esta clasificación y respetando cuando fue posible la denominación de los hábitats. No obstante, esta clasificación responde a unos criterios que no son los de la directiva y tampoco tiene en cuenta el grado de información disponible para cada hábitat por lo que finalmente se introdujeron matices para la selección de los hábitats que aparecen en las fichas. Uno de los principales problemas a la hora de usar la clasificación EUNIS en el desarrollo de las fichas de hábitats es que no distingue lo que la decisión llama tipos de hábitats especiales del resto. Por hábitats especiales la decisión se refiere a hábitats que la legislación comunitaria (Directivas «Hábitats» y «Aves silvestres») o los convenios internacionales reconocen y consideran de interés especial para la ciencia o la diversidad biológica. Además, al ser una clasificación realizada en principio para los hábitats de las islas Británicas y el Mar del Norte no recoge la diversidad biológica de las aguas de Canarias, siendo numerosos los hábitats presentes en esta demarcación que no se encuentran incluidos en EUNIS. Por último, el nivel de agregación necesario en función de la información disponible y de las necesidades de la Directiva no es el mismo que el de la clasificación EUNIS. De esta forma, los diferentes hábitats EUNIS que hacen referencia al litoral rocoso han sido reunidos en una única ficha. Por lo tanto y de manera resumida, la selección de los hábitats presentes en las fichas del anexo II se realizó en base a lo descrito en la Directiva y la información disponible mediante los dos siguientes criterios principales: •Existencia de información suficiente sobre el hábitat como para justificar el desarrollo de una ficha. •Que se trate de un hábitat predominante o especial (Anexo III, cuadro I de la Directiva). Independientemente de la información disponible sobre cada hábitat, el conjunto de la diversidad biológica presente en la Demarcación Canaria se encuentra representada en las fichas del anexo II con diferente nivel de detalle según el caso. De esta forma las fichas pueden ser tan detalladas como para representar la distribución espacial de las comunidades de anguila jardinera (Heteroconger longissimus) o tan general como la ficha titulada “Franja intermareal en sustrato rocoso”. Entre estos dos niveles de detalle se encuentran el conjunto de hábitats y comunidades biológicas desarrolladas para la Demarcación Canaria. CRITERIO: 1.6. Estado de los hábitats 1.6.1. Estado de las especies y comunidades características Indicador: índice de riqueza (nº de especies) por hábitat Indicador: índice de diversidad de Shannon Con la información disponible sobre los hábitats de esta demarcación no es posible abordar el análisis de estos dos indicadores como un valor caracterizador único por hábitats, porque la naturaleza y origen de los datos sobre las comunidades asociadas no permiten dicha aproximación. Esto se debe principalmente a su estudio por separado y al empleo de metodologías específicas para cada caso, al no ser hábitats muestreados con métodos tales como el arrastre de fondo o similares, donde pueden tratarse las muestras como un todo en cuanto a la biota asociada a un hábitat o zona. Por lo tanto, se ha procedido a exponer la información relevante por comunidades como la ictiofauna, la macrofauna de fondos blandos, las macroalgas de sustratos duros y los invertebrados bentónicos sésiles en los hábitats en que fue posible. Estos indicadores se obtienen a partir de la información proporcionada por técnicas de muestreo basadas en censos o métodos visuales in situ, con estimaciones de la abundancia de las especies por individuos para los peces y por porcentaje de recubrimiento para los organismos bentónicos sésiles. En el caso de la macrofauna de los fondos blandos se basan en el triado de los sedimentos obtenidos mediante dragas o corers y para la ictiofauna de los sebadales los datos se obtuvieron mediante arrastres realizados con un pequeño chinchorro manipulado por buceadores. 1.6.2. Abundancia relativa y/o biomasa Indicador: biomasa de la especie estructurante Indicador: densidad de la especie estructurante Indicador: composición de la abundancia por grupos funcionales En ningún caso se dispone de datos sobre la biomasa de la especie estructurante al nivel requerido por el indicador, solo para la fanerógama marina Cymodocea nodosa se desarrollaron estudios en este sentido a principios de la década de los 90, que abarcaron un ciclo anual y que se recogen en la ficha de hábitat correspondiente al considerarla información relevante. Se estimó conveniente la introducción de otro indicador relativo a la abundancia que hace referencia a la densidad por superficie de la especie estructurante, particularmente importante para caracterizar hábitats como los sebadales (praderas de Cymodocea nodosa) y los blanquizales (eriales del erizo Diadema aff. antillarum). Este tipo de datos se obtienen mediante métodos de muestreo directo realizando censos en el medio mediante buceo con escafandra. Además, la fauna asociada se describe en las diferentes fichas, exponiéndose como indicador numérico la composición de la abundancia por grupos funcionales, y si bien, los datos existentes sobre este aspecto por lo general carecen de una escala temporal amplia, se consideran válidos como punto de partida en casos como los citados en el criterio 1.6.1. por la representatividad de la información de base.

La determinación de los hábitats presentes en la Demarcación Canaria y en general en cualquier ecosistema marino es uno de los desafíos al que debe responder la comunidad científica. Esta problemática en la identificación de hábitats radica en la ausencia de listas de referencia, la falta de acuerdo sobre la definición del término hábitat, y a que en el medio marino los hábitats son mucho más difíciles y más costosos de cartografiar que en el medio terrestre, por lo que se cuenta con menor información sobre su extensión o ubicación (Fraschetti et al., 2008). Estas circunstancias hacen que a día de hoy se lleve a cabo desde el MAGRAMA una acción para la determinación de los hábitats marinos existentes en las costas españolas, que se encuentra en fase de borrador. Toda esta problemática se ha tenido en cuenta a la hora de determinar el número y extensión de las fichas de hábitats desarrolladas en este documento (Tabla 4, Documento IV_D1Canarias.pdf). La determinación de los hábitats de la Demarcación Canaria se ha basado en la clasificación EUNIS (Davies y Moss, 1997, 1999; Connor et al., 2004; RAC/SPA, 2006) con objeto de utilizar un sistema de clasificación aceptado en el contexto de la UE y jerárquico que permitiese avanzar en la clasificación de manera ordenada, comenzando con las características abióticas (estrato batimétrico y tipo de sustrato) y terminando con las biológicas (facies, comunidades, etc.). De esta forma, los criterios EUNIS se han mantenido en el desarrollo de las fichas, empleando los estratos batimétricos y tipos de sustrato que aparecen en esta clasificación y respetando cuando fue posible la denominación de los hábitats. No obstante, esta clasificación responde a unos criterios que no son los de la directiva y tampoco tiene en cuenta el grado de información disponible para cada hábitat por lo que finalmente se introdujeron matices para la selección de los hábitats que aparecen en las fichas. Uno de los principales problemas a la hora de usar la clasificación EUNIS en el desarrollo de las fichas de hábitats es que no distingue lo que la decisión llama tipos de hábitats especiales del resto. Por hábitats especiales la decisión se refiere a hábitats que la legislación comunitaria (Directivas «Hábitats» y «Aves silvestres») o los convenios internacionales reconocen y consideran de interés especial para la ciencia o la diversidad biológica. Además, al ser una clasificación realizada en principio para los hábitats de las islas Británicas y el Mar del Norte no recoge la diversidad biológica de las aguas de Canarias, siendo numerosos los hábitats presentes en esta demarcación que no se encuentran incluidos en EUNIS. Por último, el nivel de agregación necesario en función de la información disponible y de las necesidades de la Directiva no es el mismo que el de la clasificación EUNIS. De esta forma, los diferentes hábitats EUNIS que hacen referencia al litoral rocoso han sido reunidos en una única ficha. Por lo tanto y de manera resumida, la selección de los hábitats presentes en las fichas del anexo II se realizó en base a lo descrito en la Directiva y la información disponible mediante los dos siguientes criterios principales: •Existencia de información suficiente sobre el hábitat como para justificar el desarrollo de una ficha. •Que se trate de un hábitat predominante o especial (Anexo III, cuadro I de la Directiva). Independientemente de la información disponible sobre cada hábitat, el conjunto de la diversidad biológica presente en la Demarcación Canaria se encuentra representada en las fichas del anexo II con diferente nivel de detalle según el caso. De esta forma las fichas pueden ser tan detalladas como para representar la distribución espacial de las comunidades de anguila jardinera (Heteroconger longissimus) o tan general como la ficha titulada “Franja intermareal en sustrato rocoso”. Entre estos dos niveles de detalle se encuentran el conjunto de hábitats y comunidades biológicas desarrolladas para la Demarcación Canaria.

1) IDENTIFICACION Y SELECCION DE HABITATS La metodología general de identificación de hábitats está descrita en el campo "assessment method" del criterio 1.4 y 1.5. Se ha partido de un listado de hábitats basado en la clasificación EUNIS, adaptado a las características regionales de la demarcación (en coordinación con el grupo de expertos de hábitats que están elaborando la lista patrón de hábitats para el Inventario Español de Hábitats Marinos). Para el descriptor que nos ocupa, se han tenido en cuenta tanto los hábitats biogénicos, como los prioritarios (incluidos en OSPAR y Directiva de Hábitats) o aquellos particularmente frágiles, para los que se dispone de información sobre su extensión y distribución, como mínimo, a nivel insular. Con estas premisas, únicamente se dispone de cartografías para los hábitats litorales e infralitorales. Los hábitats considerados en este descriptor son: ‐ Fondos rocosos infralitorales dominados por algas ‐ Comunidad de Antiphatella wollastoni ‐ Facies de Leptogorgia spp del infralitoral ‐ Praderas de Cymodocea en la Macaronesia ‐ Praderas de Halophila en las Islas Canarias ‐ Fondos infralitorales blandos con maërl Para algunos hábitats de interés o prioritarios incluidos en el listado de hábitats de la demarcación, aun conociendo su extensión y distribución, no se ha podido desarrollar el descriptor que nos ocupa, bien por las peculiaridades morfológicas y funcionales de los mismos (Comunidades anquialinas y Comunidad de cuevas submareales), por lo incompleto de la información existente (Lagunas costeras) o por la imposibilidad de cuantificar las presiones a las que se ven sometidos (Franja intermareal en sustrato rocoso). En el caso de este último, la Franja intermareal es probablemente el hábitat sometido a mayor número de presiones e impactos de origen antropogénico; sin embargo, debido a las dificultades metodológicas de su cartografiado (p.e. el desconocimiento de la cota cero real), no existe una estimación del área que representa, o lo que es lo mismo, se desconoce la anchura de la franja intermareal, por lo que no ha sido posible estimar la superficie afectada por las diferentes presiones, abordándose únicamente la estimación lineal de costa artificial y el porcentaje que esta representa. 2) DISTRIBUCION DE LOS HABITATS Para el desarrollo de los indicadores sobre extensión de hábitat biogénico (6.1.1) ver el campo "assessment method" del criterio 1.4 y 1.5. En general, la metodología empleada para el cálculo de la extensión de los hábitats biogénicos y prioritarios (al igual que en el resto de hábitats) ha dependido del tipo de información espacial disponible. Así, la extensión (en km2) de los hábitats se ha estimado a partir de los estudios ecocartográficos encargados en su día por el Ministerio de Medio Ambiente y el Cabildo de Tenerife, por ser los trabajos sistemáticos de ámbito más general para representar la distribución global de dichos hábitats en el Archipiélago Canario. Sin embargo, los resultados del indicador deben considerarse como una estimación más que la extensión real ocupada, puesto que no se trata de valores actuales, ante la falta de acciones de seguimiento temporal. En el caso concreto de los hábitats de algas de fondos rocosos infralitorales, la heterogeneidad que ha caracterizado a las distintas ecocartografías realizadas en cada isla (diferencias sustanciales en el grado de precisión a la hora de definir las comunidades presentes) nos han obligado a abordar su extensión y distribución agrupados como Fondos rocosos infralitorales dominados por algas . 3) PRESIONES 3.1. PRESIONES ASOCIADAS AL EJERCICIO DE LA PESCA La presión ejercida sobre los hábitats por las actividades pesqueras, y más concretamente por los diferentes métodos de pesca empleados por la flota que faena en Canarias, se ha intentado analizar a partir de la información espacial que registran las “cajas azules” o VMS (Vessel Monitoring by Satellite). Según la ORDEN ARM/3238/2008, de 5 de noviembre y el REGLAMENTO DE EJECUCIÓN (UE) Nº 404/2011 DE LA COMISIÓN de 8 de abril de 2011, solamente la flota mayor de 15 metros está obligada a llevar instalado el sistema de localización de buques por satélite (VMS). Para la asignación correcta de la información de VMS a una actividad concreta (navegación, pesca, etc.), uso de un arte concreto o asignación de especie objetivo, ha sido necesario cruzar la información de VMS, una vez filtrada y corregida, con la contenida en los libros de pesca. Según la legislación comunitaria (CEE, 1983) la flota de más de 10 metros de eslora está obligada a rellenar los cuadernos de pesca. En ellos queda registrada la siguiente información por día de pesca: el aparejo de pesca, la captura realizada de todas aquellas especies que hayan supuesto más de 50 kg por día de pesca y el rectángulo estadístico donde se ha realizado la captura. Una parte de la información no ha podido ser cruzada porque la información de los libros de pesca estaba incompleta o incorrecta Sin embargo, tan sólo una mínima parte de la flota artesanal canaria sobrepasa los 15 metros de eslora (ver Anexo I, tabla 1), por lo que sólo se dispone de información georreferenciada para unos pocos barcos y métodos de pesca. Además, su mayor autonomía y capacidad de desplazamiento hace que faenen mayoritariamente en aguas más alejadas de la costa, por lo que apenas inciden sobre los hábitats someros que se evalúan en el descriptor. Se carece pues, de información de la fracción de flota más numerosa y que, potencialmente, más incide sobre los hábitats considerados en este documento. Así pues, el análisis de las presiones generadas por la pesca en la Demarcación Canaria a partir de los datos VMS, no pasa de ser un mero ejercicio sobre la utilidad futura del método de análisis empleado; utilidad que pasa obligatoriamente por la mejora del conocimiento sobre la flota menor de 15 metros y sus estrategias de pesca. 3.1.1) TRATAMIENTO DE LA INFORMACION DE VMS La metodología empleada para estimar el efecto de la pesca sobre los hábitats considerados en el descriptor que nos ocupa ha sido la siguiente: Respecto a la flota que dispone de VMS, según los reglamentos mencionados en el documento, cada embarcación debe emitir una señal, al menos cada dos horas. Con cada señal queda registrada (solo se reseña la útil para este trabajo): • Identificación de la embarcación (pudiéndoles asignar el arte con el que está censado) • Fecha y hora • La posición en latitud y longitud • Velocidad instantánea • Rumbo • y si está Activo (realizando pesca) o No Dado que la información de si el barco está pescando o no, no es utilizable, ya que no siempre es registrada correctamente, se utilizó la información de posición y fecha y hora para eliminar toda la actividad no asociada a "pesca". Se rechazó utilizar la información de la "velocidad instantánea" ya que no era indicativa de si el instante (periodo) anterior o posterior la velocidad era o no la correspondiente a poder estar desarrollando actividad de pesca y por lo tanto hacer los filtrados correspondientes. Los pasos para obtener una estimación por arte de pesca del esfuerzo para una malla de 5 millas por 5 millas medido en horas, fueron los siguientes: 1.Se eliminaron todas las señales que estuvieran a menos de 3 millas de un puerto pesquero 2.Se calcula entre señales sucesivas el tiempo transcurrido 3.Se calcula entre señales sucesivas la velocidad media (en nudos) del barco 4.Se identifican cuando acaba y comienza cada marea. 5.Se pone a cero todos los tiempos transcurridos que queden identificados como "final de actividad" 6.A cada embarcación, en función de la época del año se le asigna un arte de pesca efectivo (en los VMS solo queda registrado el arte censado). Está información se obtiene al cruzar los datos con los libros de pesca 7.Se aplica un filtro por tipo de arte y velocidad media (por fuera de los límites las señales son eliminadas): a.Arrastre: 2

Con objeto de evaluar el estado y funcionalidad de la comunidad bentónica se han utilizado dos indicadores que tratan de evaluar el estado de los hábitats en función del estado del conjunto de especies presentes en ese hábitat: Diversidad, y Riqueza. Las características de la información consultada no permiten hacer evaluaciones de tendencias evolutivas al no contar los datos con el componente temporal necesario para ese fin.