Etude des populations de corail rouge dans le Parc national des Calanques – Zone profonde (au‐delà de 50 m) : Suivi quinquennal t+10

Etude des populations de corail rouge dans le Parc national des Calanques – Zone profonde (au‐delà de 50 m) Suivi quinquennal t +10 Étude réalisée dans le cadre du Marché public de prestations intellectuelles n° 24 015 PNCAL Octobre 2025 Préambule Contexte, financements et réalisation : Ce rapport s’inscrit dans le cadre du projet “Suivi du corail rouge dans le Parc national des Calanques – Zone Profonde (au‐delà de 50 m)” de Septentrion Environnement (SE), financé par le Parc national des Calanques via la Dral PACA. Ce rapport présente les résultats de la mission et des analyses morphométriques des populations profondes de corail rouge dans le périmètre du parc national. Référents scientifiques : Tristan Estaque et Marjorie Roscian Pilote ROV : Jérôme Sialelli Opérateurs photogrammétrie : Adrien Goujard et Marjorie Roscian Analyses des données et rédaction scientifique : Marjorie Roscian, Tristan Estaque Citation, utilisation, reproduction : Ce travail doit être cité comme suit (citation); l’utilisation et la reproduction sont libres et gratuites, sous réserve de citer les auteurs et de mentionner les noms des organismes financeurs (cf. Financements et partenaires). Citation : « Roscian M., Estaque T., Bianchimani O., 2025. Etude des populations de corail rouge dans le Parc national des Calanques – Zone profonde (au‐delà de 50 m) : Suivi quinquennal t+10 ‐ Rapport Scientifique et Technique. Septentrion Env. publ. ‐ 24 p. ». Ce document est publié sous licence CC BY 4.0 (https ://creativecommons.org/licenses/by/4.0/deed.fr) 3 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 Table des matières 1 INTRODUCTION................................................................................................................................4 2 MATÉRIEL ET MÉTHODES ........................................................................................................... 6 2.1 Localisation et description des sites d’étude ....................................................................... 6 2.2 Protocole et échantillonnage .................................................................................................... 9 2.2.1 Protocole général ....................................................................................................................... 9 2.2.2 Relevés photogrammétriques............................................................................................... 9 2.2.3 Acquisition des descripteurs morphométriques ..........................................................10 2.2.4 Analyse d’images et comparaison de modèles ...............................................................11 3 RESULTATS ....................................................................................................................................... 13 3.1 Description des colonies mesurées ....................................................................................... 13 3.1.1 Hauteur maximale ..................................................................................................................... 13 3.1.2 Nombre de branches ............................................................................................................... 14 3.1.3 Diamètre basal ........................................................................................................................... 14 3.2 Comparaison 2019‐2025 ........................................................................................................... 15 3.3 Comparaison 2012‐2019‐2025................................................................................................. 17 3.4 Engins de pêche 2025 ................................................................................................................ 18 4 DISCUSSION .................................................................................................................................... 19 4.1 Populations ..................................................................................................................................... 19 4.2 Suivi des colonies ....................................................................................................................... 20 4.3 Engins de pêche ........................................................................................................................... 21 5 CONCLUSIONS ............................................................................................................................... 22 4 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 1 INTRODUCTION Le corail rouge ( Corallium rubrum , Linnaeus 1758) est une espèce emblématique de Méditerranée. Utilisé dans la bijouterie depuis l’Antiquité (Lo Basso and Raveux, 2018), il est de nos jours une attraction paysagère pour le tourisme sous‐marin. L’exploitation continue des populations dans différentes régions de Méditerranée occidentale a provoqué une forte diminution de l’abondance et de la taille maximale des colonies (Garrabou and Harmelin, 2002; Garrabou et al., 2017). Du fait de son exploitation historique, le corail rouge est aujourd’hui largement menacé. C’est pour ces raisons qu’il a été inclus dans l’annexe 3 de la Convention de Barcelone et que sa pêche est soumise à plusieurs réglementations nationales. L’Union Internationale pour la Conservation de la Nature (UICN) l’a également inclus comme espèce menacée (Del Mar Otero et al., 2001). Aujourd’hui le règlement européen 2023/2124 (https://eur-lex.europa.eu/legalcontent/FR/TXT/PDF/?uri=OJ:L_202302124) et donc applicable au sein des pays de l’Union Européenne, impose plusieurs restrictions majeures pour la gestion durable du corail rouge en Méditerranée. Les principales mesures ont pour objet de : • limiter l’effort de pêche : chaque État doit fixer un nombre maximal de navires autorisés à exploiter le corail rouge et des quotas individuels de récolte par pêcheur et par an. • restreindre la collecte : seules les colonies ayant un diamètre basal > 7 mm peuvent être collectées; • interdire la récolte dans les zones d’une profondeur < 50 m et mettre en place des zones protégées où toute exploitation est interdite pour permettre la régénération des populations; • limiter les méthodes de pêche à la collecte manuelle en plongée et interdire les techniques destructrices comme le dragage ; • mettre en place une obligation pour les pêcheurs de déclarer leurs captures (quantité, zone, date) : numérotation et identification obligatoire des colonies récoltées pour assurer leur traçabilité; Afin de suivre au mieux l’effet de sa protection et de permettre une gestion raisonnée des populations, il est nécessaire de connaître avec précision le cycle de vie, la dynamique et la structure des populations. Des efforts de recherche ont ainsi été consacrés durant les deux dernières décennies à l’étude de différents aspects démographiques, écologiques, biologiques et génétiques de l’espèce. Ces études ont montré que les populations sont principalement présentes dans la partie occidentale de la Méditerranée, de la surface jusqu’à plusieurs centaines de mètres de profondeur (Knittweis et al., 2016). Plusieurs études ont démontré que le corail rouge possède une longue durée de vie (> 100 ans), ainsi qu’un cycle de reproduction complexe (Garrabou and Harmelin, 2002; Marschal et al., 2004; Torrents et al., 2005). 5 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 Son taux de croissance en hauteur annuel est estimé à 1,78 ± 0,7 mm/an (Garrabou and Harmelin, 2002). La croissance du diamètre basal est estimée entre 0,62 ± 0,19 mm/an (Bramanti et al., 2005) et 0,35 mm/an (Marschal et al., 2004). Costantini et al. (2011) ont mis en évidence des structures génétiques à l’échelle de la dizaine de mètres seulement et un seuil de dispersion de l’ordre de 100 km. De même, les études ont montré la variabilité spatiale et temporelle du taux de recrutement (Bramanti et al., 2005) avec des valeurs variant de 0,56 ± 0,21 individus/dm2 en Espagne à 6,06 ± 1,75 individus/dm2 en Italie (Santangelo et al., 2012). Ces connaissances fondamentales permettent aujourd’hui un suivi précis et une bonne gestion des populations de la zone superficielle. Néanmoins, les populations profondes (>50 m) restent peu accessibles aux études et leur dynamique est donc aujourd’hui mal connue (Canessa et al., 2025; Carugati et al., 2022; Cau et al., 2016). De même, le passé d’exploitation de ces populations profondes est peu documenté (Cattaneo‐Vietti et al., 2016; Tsounis et al., 2007). Il reste ainsi soumis à des hypothèses, comme pour la profondeur d’exploitation estimée jusqu’à 250 m de profondeur (Mouton, 1993) . Depuis la création du Parc national des Calanques, le suivi de l’évolution des peuplements de corail rouge des zones de non prélèvement (ZNP) est nécessaire afin d’évaluer l’évolution de l’effet réserve et des effets écosystémiques générés par la présence de ces zones de protection particulière. Ce suivi est réalisé par les instances de gouvernance de l’établissement public. Dans ce contexte, un suivi quinquennal a été débuté en 2012 avec une analyse qualitative des peuplements de deux zones du cœur de Parc : la zone sud de l’île de Riou et une partie du promontoire rocheux du canyon de Cassidaigne. Depuis 2019, l’utilisation de suivis photographiques associés à des techniques de modélisation 3D par photogrammétrie permettent la caractérisation des paramètres morphologiques au sein des populations (Drap et al., 2013, 2014). C’est dans ce contexte que s’inscrit le suivi à t+10 ans des populations de corail rouge de la zone profonde du Parc national des Calanques. Ce rapport vient en complément du rapport de avril 2025 sur les peuplements superficiels, élaboré dans le cadre du marché n°23 - 024. 6 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 2 MATÉRIEL ET MÉTHODES 2.1 Localisation et description des sites d’étude L’étude des populations profondes de corail rouge ( Corallium rubrum ) a été réalisée sur 4 sites du Parc national des Calanques représentant deux gammes de profondeur au-delà de 50 m (Figure 1). Deux sites étaient situés au sud de l’île de Riou à une profondeur maximale de 75 m et deux sites étaient situés au niveau du canyon de Cassidaigne où les profondeurs allaient de 220 m à 330 m. Ces sites correspondaient aux points déjà explorés durant les campagnes de suivi de 2019 (t+5) et de 2012 (t0) pour 3 d’entre eux. Figure 1 Carte du Parc national des Calanques. Les points rouges indiquent la position des 4 sites d'études. Sud de l’île de Riou (Riou) : Ce site est caractérisé par une zone de blocs de roche recouverts de coralligène prospectée depuis l’état zéro de 2012 (Figure 2). La profondeur moyenne est de 65 m et les colonies sont distribuées en patch plus ou moins étendus et sont situées au niveau des surplombs et dans les cavités. Les points de relevés (P01 à P03) couvraient plusieurs roches de 5 m à 10 m de long pour une hauteur de 2 m à 3 m. 7 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 Figure 2 – Capture d’image de la vidéo ROV du site du Sud de l’île de Riou à 62m de profondeur Roche des Impériaux (Imperiaux) : Ce site se trouve à proximité de l’Impérial du large à environ 70 m de profondeur (Figure 3). Les colonies de corail rouge sont trouvées dans les cavités et au niveau des surplombs et sont associées à des communautés dominées par des gorgones pourpres ( Paramuricea clavata ). Plusieurs roches (P04 et P06, situées au sud et à l’est) ont été explorées sur des portions d’environ 10 m de long et 2,5 m de hauteur. Figure 3 – Capture d’image de la vidéo ROV du site des Impériaux à 67 m de profondeur Pic Rocheux Nord-Ouest (Pic Rocheux NO) : Cette zone a été plusieurs fois explorée par les campagnes scientifiques (MEdSeaCan en 2009, Grotte et canyon 3D en 2014). Située dans la zone des 220 m de profondeur, elle est caractérisée par de nombreuses anfractuosités et un faciès à Madrepora oculata auxquelles sont associées les colonies de corail rouge (Figure 4). Elles sont retrouvées par patch à la fois sur les surplombs et dans les cavités. De nombreuses colonies sont partiellement recouvertes par 8 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 d’autres organismes illustrant une compétition interspécifique pour l’espace à ces profondeurs. Figure 4 – Capture d’image de la vidéo ROV du Pic Rocheux Nord-Ouest du canyon de Cassidaigne à 206 m de profondeur. Nord Est de la Zone de Protection Renforcée (NE ZPR) : Ce site a été exploré pour la première fois lors de la précédente campagne de suivi de corail rouge (2019). Les colonies sont rassemblées en patch et sont retrouvées autour de 330 m de profondeur dans les anfractuosités de la roche (Figure 5). La zone est caractérisée par un sommet plat et vaseux surmonté de colonies de Callogorgia verticillata et de grandes falaises très découpées où se trouvent les colonies de corail rouge. De nouveaux points ont été explorés lors de ce suivi dans cette zone et ont permis de trouver de nouveaux patches de colonies. Figure 5 – Capture d’image de la vidéo ROV du Nord Est de la Zone de Protection Renforcée du canyon de Cassidaigne à 218 m de profondeur. 9 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 2.2 Protocole et échantillonnage 2.2.1 Protocole général Afin de réaliser le suivi à t+10 ans des populations profondes de corail rouge, un relevé a été réalisé par photogrammétrie sur les zones d’intérêt. Ces relevés ont été utilisés pour modéliser en 3D et à l’échelle les colonies de corail rouge. Ces dernières ont ensuite été mesurées, et les statistiques descriptives associées calculées et comparées aux relevés précédents. 2.2.2 Relevés photogrammétriques Les relevés photogrammétriques ont été réalisés les 11 juin et 12 juin 2025 au départ et à l’arrivée du port de La Ciotat à bord du navire Foselev‐Onyx (Foselev). Le système de stéréophotogrammétrie HYDRO 1000 (IVM Technologies) a été intégré sur le ROV de la société Copetech‐SM. Le capteur de photogrammétrie HYDRO 1000 est composé de deux caméras RGB de 12 MP chacune permettant de prendre 8 paires d’images par seconde et associées à 4 flashs synchronisés. Le logiciel de pilotage du capteur, IVM Supervisor, a été utilisé pour régler les caméras et enregistrer les images. Au total, 62634 images ont été acquises sur l’ensemble des sites d’études en 2 jours de mission. Chaque site a été divisé en points de relevés correspondant aux zones où du corail avait déjà été observé dans les campagnes précédentes (Tableau 1). Le point P05 a été ignoré car le précédent rapport n’indiquait pas de colonie à cet endroit. De plus, une nouvelle zone abritant des colonies de corail rouge a été découverte sur le point P08. Tableau 1 – Caractéristiques des sites d’études, dont la profondeur en mètres nombres d’images acquises et nombre de colonies mesurées. zone site profondeur date nb photos nb colonies mes. Total Riou P01 65‐67 11/06/2025 9110 40 100 Riou P02 65 11/06/2025 3310 0 Riou P03 72‐75 11/06/2025 9188 60 Impériaux P04 63‐73 11/06/2025 6290 58 100 Impériaux P06 65 11/06/2025 4910 42 PicRocheux NO P07 210‐225 11/06/2025 12248 71 71 NE ZPR P08 220‐335 12/06/2025 17578 101 101 Les modèles 3D ont été générés à l’aide du logiciel de photogrammétrie Agisoft Metashape (v.2.1.1). Après alignement et orientation des images, le modèle a été mis à 16 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 Afin de rendre comparables les suivis d’une année à l’autre, il était nécessaire de retrouver des colonies communes sur les images (Figure 12). Pour cela, la superposition des modèles a permis d’identifier les positions de colonies mesurées en 2025. Après comparaison d’images et lorsque cela était possible, des mesures des colonies identiques de 2019 ont été réalisées. Figure 12 – Exemple de méthodologie d’identification de colonies communes entre le relevé de 2019 et celui de 2025. Des zones communes ont été identifiées pour les points P01, P02, P03, P04, P07 et P08. Néanmoins, peu de colonies étaient à la fois mesurables en 2025 et 2019 du fait de la différence de distance de prise de vue, de la différence d’éclairage et de différents angles de prises de vues entre les 2 relevés (Tableau 3). Seules une partie des colonies communes ont pu être remesurées pour les deux années. Ainsi, la plupart des colonies mesurées ont été identifiées sur le site de Riou car une grande portion du relevé était commune entre les deux années. Aucune colonie commune n’a pu être mesurée pour les Impériaux et seulement une sur chaque site du canyon 17 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 de Cassidaigne. Les mesures réalisées sur 17 colonies communes ne permettaient pas de déterminer un taux de croissance sur 5 ans. En effet, les hauteurs maximales mesurées sur ces colonies en 2025 étaient parfois inférieures aux valeurs obtenues en 2019. La variabilité des mesures était importante, et suggérait que la croissance du corail rouge à ces profondeurs est inférieure à la croissance connue pour les populations de surface (1,78 mm/an, Garrabou and Harmelin, 2002) et donc inférieure à la précision de mesure des relevés de 2019 avec cette méthode. Cette hypothèse de croissance lente contredit les travaux récents de Canessa et al., 2025, qui suggèrent au contraire une croissance plus rapide des colonies profondes. Des mesures complémentaires sur un échantillon plus large de colonies seraient nécessaires pour confirmer cette hypothèse. Tableau 3 – Mesures de hauteur maximale (en mm) sur les colonies communes entre les relevés de 2019 et de 2025, différence entre les mesures et taux de croissance (en mm/an) zone site n°col 2025 n°col 2019 haut. max 2025 haut. max 2019 diff croissance RIOU P01 27 1 33,6 29,3 4,3 0,9 28 2 15,8 14,6 1,2 0,2 29 3 22,3 21,0 1,3 0,3 P03 31 4 20,5 21,3 ‐0,8 ‐0,2 33 5 1,6 1,9 ‐0,3 ‐0,1 23 6 27,0 23,1 3,9 0,8 21 7 21,3 22,7 ‐1,4 ‐0,3 24 8 24,7 24,0 0,7 0,1 17 9 38,1 38,6 ‐0,5 ‐0,1 . 18 10 34,6 37,0 ‐2,4 ‐0,5 11 11 31,5 30,3 1,2 0,3 10 12 28,7 20,9 7,8 1,6 9 13 19,5 16,0 3,5 0,7 7 15 34,3 30,1 4,2 0,8 8 14 20,6 17,3 3,3 0,7 PIC_ROCHEUX P07 41 16 40,2 179,7 ‐139,5 ‐27,9 NE_ZPR P08 101 17 55,8 49,5 6,3 1,3 3.3 Comparaison 2012‐2019‐2025 Les colonies mesurées en 2012 et 2019 appartenaient principalement à la classe de taille < 30 mm, comme c’était le cas pour les colonies de 2025. En fonction des sites, des colonies de ”grandes tailles” ( < 60 mm) ont également été mesurées. Les colonies supérieures à 90 mm étaient rares en 2025, ce qui concorde avec les relevés des années précédentes en 2012 et 2019. Les colonies mesurées semblaient donc du même ordre de grandeur pour les 3 années d’étude, et leur mesure ne permettait pas de déterminer un taux de croissance à l’échelle de la décennie. 18 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 3.4 Engins de pêche 2025 Les vidéos ROV ont été analysées pour identifier les engins de pêche présents sur les différents sites et pouvoir établir un suivi qualitatif de ces derniers. Cette analyse a été réalisée pour les relevés de 2025 et de 2019. En 2025, 40 engins de pêche et 2 macro‐déchets ont été détectés sur les images. Parmi eux, 6 engins dont 2 filets, 2 lignes de pêche loisir, un macro‐déchet non identifié et un pneu, ont été caractérisés sur les sites de la zone Riou. Dans la zone des Impériaux, 7 engins de pêche ont été recensés dont 2 palangres et 5 lignes de pêche. Au niveau du Pic rocheux du canyon de Cassidaigne, 14 engins de pêche ont été dénombrés. Parfois imbriqués, il est impossible, à partir des images, de savoir s’il s’agit d’un seul engin ou de plusieurs. La moitié a été catégorisée comme des palangres, un grand filet a été observé et le reste semblait correspondre à des lignes de pêche. Dans la dernière zone, au nord‐est de la Zone de Protection Renforcée, 15 engins ont été relevés dont 12 assimilés à des palangres et 2 à des lignes de pêche et un filet. En 2019, 11 engins de pêche ont été recensés, dont la moitié sur les sites de Riou et Impériaux et l’autre moitié sur les sites de Cassidaigne. Ces données ont été compilées dans un tableau de données disponible en Annexe de ce rapport. 3.5 Prélèvement de branches de corail Une autorisation de prélèvement de 5 branches de corail rouge de la zone profonde du canyon de Cassidaigne a été accordée dans le cadre de ce suivi. Cependant, le système de prélèvement adapté à la fragilité des colonies et à la manœuvrabilité du ROV n’a pas pu être mis en place pour le premier jour de relevé. La logistique de relevé et la météo lors du deuxième jour de relevé, n’ont pas permis de prélever des branches. 19 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 4 DISCUSSION 4.1 Populations Les populations de C.rubrum des 4 zones d’études étaient caractérisées par des colonies de petites tailles mesurant en moyenne entre 30 mm et 45 mm de hauteur, avec un diamètre basal moyen de 8 mm. Cette observation correspond à la description des peuplements réalisée en 2012 et 2019 et semble ainsi indiquer un taux de croissance plus faible que celui estimé pour les colonies de la zone superficielle (1,78 ± 0,7 mm/an, Garrabou and Harmelin, 2002). De plus, la plupart des colonies possédaient un petit nombre de branches, entre 4 et 6 en moyenne. En 2019, le nombre de branches était également faible, et une hypothèse proposait que les colonies des zones de Riou et de Cassidaigne étaient de jeunes colonies. Cependant, plusieurs éléments peuvent contredire cette hypothèse. Tout d’abord, la morphologie des colonies à Riou et la présence de nombreux engins de pêches sur les sites, suggèrent que les colonies ont subi des épisodes de destruction mécanique et de coraillage. Ces destructions, combinées à un taux de croissance plus lent, pourraient expliquer la taille et le nombre de branches limités des colonies mesurées. Quelques colonies de grandes tailles, supérieures à 60 mm et à 90 mm, avec un grand nombre de branches ont été mesurées ou observées sur les images, ce qui indique la présence de certaines colonies plus matures et non dégradées. Ceci renforce l’idée que les populations ne sont pas particulièrement jeunes mais qu’elles ont subi des destructions importantes. De plus, très peu de recrutement a été observé au cours de cette dernière décennie (une dizaine de recrues) sur les sites de Riou. Cette dynamique s’accorde avec les travaux de Garrabou et al., 2017, décrivant des populations exploitées se caractérisant par une forte densité de petites colonies, en accord avec les observations à Riou. Dans le canyon de Cassidaigne, les colonies étaient également de petites tailles mais leur morphologie était très différente des colonies de Riou. En effet, les branches étaient très fines, ce qui pourrait également être le reflet d’une exploitation passée ou simplement d’une croissance différente de celle des populations en zone superficielle liée à des conditions environnementales particulières (grande profondeur, vie dans les canyons). La couverture partielle des colonies est le reflet d’une compétition inter‐spécifique pour l’espace, notamment avec les éponges. Cette couverture a rendu complexe le dénombrement et la caractérisation de certaines colonies, y compris des recrues. Ainsi, peu de recrues (<10) ont été identifiées sur les sites du canyon de Cassidaigne. La dynamique de ces populations est difficile à étudier malgré la résolution des capteurs. En effet, la distance de prise de vue et l’inaccessibilité des colonies rendent complexes des mesures aussi précises. Pour calculer avec précision un taux de croissance pour ces colonies profondes dans les conditions environnementales des canyons, le suivi temporel de certaines colonies bien identifiées est nécessaire. Pour cela, l’effort d’identification des colonies doit être répété et les prises de vues doivent être le plus proche possible de ces dernières. 20 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 4.2 Suivi des colonies La superposition des modèles 3D de 2019 et 2025 a permis le suivi temporel de plusieurs colonies, principalement sur les sites de Riou. Cette méthode utilise la reconnaissance de zones communes entre les modèles et l’analyse des images pour retrouver les colonies mesurées. Les résultats de cette analyse montraient la faisabilité et la pertinence de la méthode pour les suivis futurs. Cette dernière n’étant pas disponible pour l’étude de 2019, ce premier suivi met en lumière des améliorations nécessaires pour mesurer avec précision la croissance des colonies. D’une part, les zones de suivis imagées en 2019 étaient divisées en de nombreuses ”sous‐zones”, rendant complexe l’identification de caractéristiques remarquables pour la superposition avec les modèles 2025. D’autre part, les modèles 3D acquis en 2019 n’utilisaient pas le même capteur de stéréophotogrammétrie. En effet, celui de 2019 était moins résolu et moins lumineux. Cette différence rend complexe l’identification des mêmes colonies que celles mesurées en 2025 sur les images communes malgré la superposition des deux modèles. Finalement, la méthode de mesure utilisée en 2025 correspond à une adaptation de la méthode standard utilisée pour l’étude du corail superficiel, alors qu’en 2019, la mesure était réalisée manuellement avec un outil de mesure tiré directement d’Agisoft Metashape. Cette différence de méthode de mesure implique une différence de précision de cette dernière et limite donc actuellement les interprétations concernant la croissance des colonies. Néanmoins, la standardisation progressive de la méthode permettra, pour les prochains suivis, d’obtenir une mesure de plus en plus fine du taux de croissance des populations profondes. A ce jour, les mesures de la hauteur maximale des colonies comparées semblaient en faveur de l’hypothèse d’une croissance lente des colonies profondes, et ce, dès 65 m de profondeur avec un ralentissement probable plus en profondeur. Pour valider cette hypothèse, les modèles 3D à venir devront couvrir des surfaces similaires à celles couvertes en 2025. Des images d’une résolution élevée et d’une bonne luminosité seront nécessaires lors du prochain suivi afin de remesurer un plus grand nombre de colonies déjà mesurées et de pouvoir établir un suivi permanent de ces dernières. De même, l’outil de mesure utilisé devra être le même pour assurer une précision comparable entre les mesures. Dans le cas des sites au sud de Riou, la profondeur d’étude est accessible par des plongeurs scientifiques équipés de systèmes de plongée en circuit fermé. Un suivi aléatoire par quadrat, voir l’installation de transects permanents, suivant la même méthodologie que celle pour les populations superficielles, permettrait d’avoir des données plus précises et plus complètes des populations profondes. 21 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 En effet, le suivi de la croissance des colonies est rendu difficile par l’absence de marquage évident des zones d’étude d’un suivi à l’autre, tandis que l’utilisation des quadrats pourrait faciliter cette estimation. Cette méthode rendrait également possible l’acquisition de connaissances sur la démographie des populations (densité, croissance, recrutement) et faciliterait le suivi des colonies qui sont parfois inaccessibles avec le ROV (distance, angle de vue, cavités) offrant ainsi une évaluation plus fine des populations profondes. De plus, une modélisation 3D par photogrammétrie des différents sites serait également possible en utilisant des méthodes accessibles aux plongeurs. Les modèles obtenus permettraient de faire le lien avec les suivis réalisés depuis 2019, assurant ainsi la continuité de l’étude et une vision plus générale de la dynamique de population dans la zone sud de l’île de Riou. 4.3 Engins de pêche Ces engins ayant un impact destructeur sur les communautés de corail rouge, il est important d’utiliser les explorations profondes pour les caractériser et les dénombrer. L’analyse des images du ROV a permis de dénombrer 40 engins de pêche autant sur les sites de Riou que du canyon de Cassidaigne. Ces engins ont été caractérisés comme ligne de pêche, filet, palangre et macro‐déchets. Ces observations illustrent l’impact des activités humaines même à de grandes profondeurs. Elles soulignent également que les organismes benthiques sessiles sont vulnérables même dans les zones méconnues que sont les zones mésophotiques et bathyales. L’analyse des images de 2019 a permis de recenser 11 engins de pêches répartis équitablement entre Riou et le canyon de Cassidaigne. En 2025, les zones parcourues étaient plus grandes qu’en 2019, ce qui a permis de mettre en lumière un plus grand nombre d’engins de pêche sur les différents sites. Certains engins ont pu être identifiés pendant les deux années de relevés. Afin de faciliter la reconnaissance des engins de pêche pour les prochains suivis, une base de données a été créée. Cette dernière permettra éventuellement d’identifier l’abandon de nouveaux engins sur les zones prospectées. Il serait également intéressant de contacter des pêcheurs ainsi que le comité régional des pêches afin de mesurer la pression de pêche sur ces zones, et ainsi d’en étudier quantitativement l’impact sur les espèces profondes. 22 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 5 CONCLUSIONS Les populations profondes de corail rouge, Corallium rubrum , au sein du Parc national des Calanques, sont caractérisées par des colonies de petites tailles (< 60 mm en moyenne). Les résultats obtenus en 2025 ont été comparés à ceux de 2012 et 2019. La similarité des tailles d’un suivi à l’autre semble en faveur de l’hypothèse d’un taux de croissance plus lent qu’en zone superficielle, rendant ces populations encore méconnues plus sensibles face à l’exploitation et aux destructions. Le suivi de colonies identiques d’une année à l’autre est rendu possible par la modélisation 3D, et la comparaison des modèles. Cependant, des problèmes d’évolution de matériel et de méthodologie limitent actuellement les conclusions sur la croissance des populations. Cette méthode reste prometteuse pour les prochains suivis et peut être réalisée par des plongeurs sur les sites de Riou. Ce changement permettrait une estimation plus claire de la démographie des populations et du taux de croissance des colonies dans cette zone et serait complémentaire des relevés ROV de la zone du canyon de Cassidaigne. L’analyse des images du ROV a permis d’identifier un plus grand nombre d’engins de pêche en 2025 qu’en 2019. Les zones d’étude ayant été étendues, il est difficile de valider l’hypothèse d’une augmentation du nombre d’engins sur les sites étudiés. Un suivi continu sur ces sites dans les prochaines années permettra de constater l’évolution du nombre d’engins sur les sites profonds. Un travail en partenariat avec les corailleurs locaux permettrait d’identifier précisément les sites entre 50 m et 100 m où l’activité est pratiquée pour étudier l’impact sur les populations de corail rouge. Dans la continuité, l’identification des zones de pêche au sein du canyon permettrait d’estimer quantitativement la pression de destruction sur ces habitats profonds et d’apporter des pistes de réflexion communes pour protéger les communautés profondes fragiles. 23 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 Références Arun, K. S., Huang, T. S., and Blostein, S. D. (1987). Least‐squares fitting of two 3‐D point sets. IEEE Transactions on Pattern Analysis and Machine Intelligence , PAMI‐9(5) :698– 700. Bramanti, L., Magagnini, G., De Maio, L., and Santangelo, G. (2005). Recruitment, early survival and growth of the Mediterranean red coral Corallium rubrum (L 1758), a 4‐ year study. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology , 314(1) :69–78. Canessa, M., Bo, M., Cau, A., Corriero, G., Follesa, M. C., Mercurio, M., Sandulli, R., Villani, G., and Bavestrello, G. (2025). Are colony growth rates depth‐dependent in the Mediterranean red coral? The European Zoological Journal , 92(1) :25–37. Carugati, L., Moccia, D., Bramanti, L., Cannas, R., Follesa, M. C., Salvadori, S., and Cau, A. (2022). Deep‐dwelling populations of Mediterranean Corallium rubrum and eunicella cavolini : Distribution, demography, and co‐occurrence. Biology , 11(2). Cattaneo‐Vietti, R., Bo, M., Cannas, R., Cau, A., Follesa, C., Meliadò, E., Russo, G., Sandulli, R., Santangelo, G., and Bavestrello, G. (2016). An overexploited italian treasure : past and present distribution and exploitation of the precious red coral Corallium rubrum (L., 1758)(Cnidaria : Anthozoa). Italian Journal of Zoology , 83(4) :443–455. Cau, A., Bramanti, L., Cannas, R., Follesa, M., Angiolillo, M., Canese, S., Marzia, B., Danila, C., and Guizien, K. (2016). Habitat constraints and self‐thinning shape Mediterranean red coral deep population structure : implications for conservation practice. Sci Rep. , 6 :23322. Costantini, F., Rossi, S., Pintus, E., Cerrano, C., Gili, J.‐M., and Abbiati, M. (2011). Low connectivity and declining genetic variability along a depth gradient in Corallium rubrum populations. Coral Reefs , 30(4) :991–1003. Del Mar Otero, M., Numa, C., Bo, M., Orejas, C., Garrabou, J., Cerrano, C., Kružic, P., Antoniadou, C., Aguilar, R., Kipson, S., Linares, C., Terrón‐Sigler, A., Brossard, J., Kersting, D., Casado‐Amezúa, P., García, S., Goffredo, S., Ocaña, O., Caroselli, E., Maldonado, M., Bavestrello, G., Cattaneo‐Vietti, R., and Özalp, B. (2001). Overview of the conservation status of Mediterranean anthozoa . IUCN International Union for Conservation of Nature. Drap, P., Merad, D., Mahiddine, A., Seinturier, J., Gerenton, P., Peloso, D., Boï, J.‐M., Bianchimani, O., and Garrabou, J. (2013). Automating the measurement of red coral un situ using inderwater photogrammetry and coded targets. The International Archives of the Photogrammetry, Remote Sensing and Spatial Information Sciences , XL‐5/W2 :231–236. Drap, P., Merad, D., Mahiddine, A., Seinturier, J., Gerenton, P., Peloso, D., Boï, J.‐M., Bianchimani, O., and Garrabou, J. (2014). In situ underwater measurements of red 24 Rapport corail profond 24 015 PNCAL ‐ 2025 coral : Non‐intrusive approach based on coded targets and photogrammetry. International Journal of Heritage in the Digital Era , 3(1) :123–139. Garrabou, J. and Harmelin, J. G. (2002). A 20‐year study on life‐history traits of a harvested long‐lived temperate coral in the NWMediterranean : insights into conservation and management needs. Journal of Animal Ecology , 71(6) :966–978. Garrabou, J., Sala, E., Linares, C., Ledoux, J. B., Montero‐Serra, I., Dominici, J. M., Kipson, S., Teixidó, N., Cebrian, E., Kersting, D. K., and Harmelin, J. G. (2017). Re‐shifting the ecological baseline for the overexploited Mediterranean red coral. Scientific Reports , 7(1) :42404. Knittweis, L., Aguilar, R., Alvarez, H., Borg, J. A., Evans, J., Garcia, S., & Schembri, P. J. (2016). New depth record of the precious red coral Corallium rubrum for the Mediterranean. Rapp. Comm. int. Mer Médit , 41. Lo Basso, L. and Raveux, O. (2018). Introduction. le corail, un kaléidoscope pour l’étude de la méditerranée dans le temps long. Rives méditerranéennes , 57 :7–15. Marschal, C., Garrabou, J., Harmelin, J. G., and Pichon, M. (2004). A new method for measuring growth and age in the precious red coral Corallium rubrum (L.). Coral Reefs , 23(3) :423–432. Mouton, P. (1993). Corail rouge . Autres Temps. Santangelo, G., Bramanti, L., Rossi, S., Tsounis, G., Vielmini, I., Lott, C., and Gili, J. (2012). Patterns of variation in recruitment and post‐recruitment processes of the Mediterranean precious gorgonian coral Corallium rubrum . Journal of Experimental Marine Biology and Ecology , 411 :7–13. Torrents, O., Garrabou, J., Marschal, C., and Harmelin, J. (2005). Age and size at first reproduction in the commercially exploited red coral Corallium rubrum (L.) in the Marseille area (France, NW Mediterranean). Biological Conservation , 121(3) :391–397. Tsounis, G., Rossi, S., Gili, J.‐M., and Arntz, W. E. (2007). Red coral fishery at the costa brava (nw Mediterranean) : case study of an overharvested precious coral. Ecosystems , 10(6) :975–986.