Los principales depredadores de los peces (incluidas las especies no comerciales) son los peces mismos. La depredación por parte del hombre es sustancialmente menor, aproximadamente del mismo nivel que de otros mamíferos. La depredación es un proceso importante para la regulación de las poblaciones de peces; sin embargo, las interacciones entre depredadores y presas y sus efectos sobre los recursos pesqueros son sumamente variados y complejos, por lo que es necesario estudiarlos en profundidad. El cuadro se complica más aún por la inestabilidad que caracteriza tanto al medio ambiente local como al ecosistema en que tienen lugar la depredación y la competencia. En realidad, las pesquerías del mundo están dirigidas tanto a las concentraciones de depredadores como de presas. Para lograr aprovechamiento más ventajoso es necesario conocer las interacciones, los efectos en el ecosistema, así como elaborar modelos bioeconómicos en un contexto multiespecífico. Este documento examina las interacciones depredador-presa como componente de la regulación de los recursos pesqueros. En él se hacen observaciones sobre el impacto y el alcance de la depredación en los ecosistemas marinos y de aguas dulces, se formulan propuestas para incluir los efectos de la depredación en la elaboración de modelos matemáticos sobre pesquerías de una sola especie y multiespecíficos, y se proporcionan ejemplos de cómo se han incorporado estos efectos al asesoramiento en materia de gestión y a las estrategias de explotación.

La depredación puede tener efectos significativos en los ecosistemas marinos y de agua dulce. La disminución del número de grandes ballenas mysticetes en el Antártico ocasionó en poco tiempo una mayor abundancia de krill, al reducirse en esta especie la mortalidad por depredación. A continuación crecieron las poblaciones de las ballenas mysticetes restantes, focas, aves marinas y sepias. Efectos similares pueden observarse en los ecosistemas de agua dulce, en la depredación de organismos marinos por las focas, y en la depredación de huevos y larvas. Cuando se introducen especies en lagos de agua dulce se observan algunos de los más espectaculares efectos de la depredación en las comunidades; un ejemplo de ello es la destrucción de los cíclidos de la especie Haplocromis en el Lago Victoria, tras la introducción de la perca del Nilo.

La explotación de mamíferos marinos constituye un caso particular, por las limitaciones de índole estética y moral que impone la opinión pública. Sin embargo, la continua recuperación de la mayor parte de las poblaciones de estas especies ha planteado el dilema de si debe mantenerse la prohibición casi total de explotarlas o se ha de permitir una explotación limitada, en condiciones cuidadosamente controladas. Se necesitan muchos más estudios para llegar a comprender cuáles serían las consecuencias de cada una de estas alternativas para el mantenimiento de ecosistemas equilibrados.

De todos modos es preciso informar mejor a la opinión pública sobre la medida real de la recuperación de estas poblaciones y sobre sus consecuencias para el ecosistema, a fin de permitir un examen más razonado de los costos y beneficios (estéticos, sociales y económicos) que comporta cada uno de estos enfoques alternativos.

En el documento se indica la amplitud de la depredación de las siguientes especies: bacalao, atún, colín de Alaska, mamíferos, cefalópodos y aves. Se presenta, a título de ejemplo, la magnitud de la depredación de los camarones en las aguas de Groenlandia: el consumo anual de camarón norteño por parte del halibut del Pacífico se estimó en 1 300 toneladas para 1990 y 1 100 toneladas para 1991, mientras que el consumo de camarones por las gallinetas se calculó en 33 600 toneladas en 1990 y en 8 700 toneladas en 1991. En esos dos años la captura nominal de camarones fue, respectivamente, de unas 52 000 toneladas y 58 000 toneladas.

Se han hecho intentos de incorporar los efectos de la depredación a los modelos de las pesquerías. Para su ampliación a evaluaciones de una especie se han tomado en cuenta los efectos del canibalismo y las repercusiones en el tamaño de las poblaciones, el reclutamiento, los rendimientos y las estrategias de ordenación. A su vez, los modelos elaborados para una especie también pueden ampliarse a modelos sencillos para especies múltiples. En un ejemplo referente a las interacciones entre la cigala y el bacalao en el mar de Irlanda, donde son éstas las dos especies más valiosas y se estima que el bacalao es responsable del 88 por ciento de la depredación total de la cigala, se llegó a la conclusión de que la explotación del bacalao se debía mantener al nivel más alto posible (aunque cuidando de evitar que disminuyera el reclutamiento), a fin de reducir la depredación de la cigala y obtener un mayor rendimiento de ésta.

Otros modelos de especies múltiples presentan mayor complejidad. El enfoque del CIEM consta de dos modelos. El primero es el MSVPA (análisis de una población virtual de especies múltiples), que se utiliza para efectuar estimaciones de la magnitud de las poblaciones en el pasado, de los coeficientes pasados de mortalidad por depredación y de los parámetros necesarios para calcularlos, así como de los coeficientes de mortalidad por pesca en el pasado. Utiliza como información primaria las cantidades totales de ejemplares de cada grupo de edades capturados por todas las flotas pesqueras, las tasas de consumo de alimentos y las presas preferidas por el pez depredador en cuestión, así como el peso individual por edad de todas las especies. El segundo modelo es el MSFOR (pronóstico para especies múltiples), que se utiliza para prever los rendimientos futuros, la magnitud de las poblaciones y la biomasa, así como para calcular los coeficientes futuros de mortalidad por depredación. Las informaciones de base de este modelo son los resultados del MSVPA (número de individuos de las poblaciones, depredación, y otros parámetros fijos), el reclutamiento estimado o supuesto y las hipótesis sobre la futura mortalidades por pesca.

En el documento se presentan dos estudios monográficos sobre la aplicación de modelos de especies múltiples. En el ejemplo de las poblaciones de merluza y anchoas del Mediterráneo nordoccidental, la conclusión es favorable a una ordenación que potencie al máximo los rendimientos del depredador, en este caso la merluza. El motivo principal de ello es que el precio de esta especie es más alto.

Por lo demás, la incorporación de una interacción depredador- presa en la evaluación no proporcionó ninguna otra información adicional con respecto a las evaluaciones para especies individuales. Los resultados más importantes se obtuvieron del análisis de la población virtual de una especie única aplicado a la merluza, especialmente en relación con la cuantificación del beneficio potencial que se obtendría si en la primera captura los peces tenían cuatro años de edad (es decir, una longitud de 40 cm aproximadamente).

Dada la complejidad de los ecosistemas de especies múltiples, las estrategias de explotación no deben simplificarse excesivamente. La idea de que se puede aumentar la producción total de un sistema reduciendo mediante la pesca la presencia de los depredadores, para luego explotar la abundancia mayor de presas de niveles inferiores de la cadena trófica, no parece corresponder a lo que ocurre en la práctica. Cuando la pesca del depredador principal se intensifica, su función de agente regulador de la abundancia de las especies inferiores de la cadena trófica es asumida, al menos en parte, por la especie depredadora que le sigue en la cadena; en efecto, en tal situación los individuos de más edad de ésta última se encuentran en condiciones de ascender a un nivel trófico más alto. Este fenómeno se acentúa aún más cuando existen muchos depredadores que compiten por el mismo grupo de presas.

Además, puesto que el efecto natural de los depredadores es regular la abundancia de la presa, su eliminación sustancial y selectiva resultará desestabilizadora, reflejándose en una mayor variabilidad de la abundancia de la presa. Por otra parte, la eliminación selectiva de la presa irá en perjuicio de los depredadores, aunque este efecto se atenuará si existen otras presas disponibles.

También es necesario evaluar la economía de la explotación de depredadores y presas. Flaaten (1989) combinó un modelo biológico sencillo elaborado por May et al. (1979), que tomaba en consideración un solo depredador y una sola presa, con sectores pesqueros económicamente independientes, uno para cada una de las dos especies. Tal como se preveía, en esta situación sumamente simple la explotación del depredador llevaba a un aumento de la población explotable de la presa, y la explotación de la presa reducía la población explotable del depredador.

Las conclusiones de Flaaten fueron que si la presa era valiosa y su captura resultaba económica, y el depredador inservible y de captura costosa, podía existir una justificación económica para subvencionar la explotación del depredador. Si, en cambio, el depredador era valioso y de captura poco costosa, y la presa inservible y de captura poco económica, el aumento de la población explotable de ésta última que derivaría de la explotación del depredador podía hacer que la explotación de la presa, antes no conveniente, se volviera económicamente rentable. Sin embargo, esto ocurriría a expensas de la pesquería del depredador. Si ambas especies eran inservibles y de captura costosa, podría no haber explotación pesquera de ninguna de ellas.

En el documento se presentan ejemplos de incorporación de los efectos de la depredación al asesoramiento en materia de ordenación de las pesquerías marinas. En el Atlántico nordoriental y nordoccidental se limita la captura del capelán, a fin de que queden suficientes ejemplares como para alimentar al bacalao, especie de mayor valor.

En contraposición a ello, en el Atlántico sudoriental la anchoa y la sardina se siguen explotando intensamente a pesar de que estos peces constituyen un alimento precioso para especies de depredadores de mayor valor, como la merluza y otras. Otros ejemplos se refieren a la explotación del lobo marino de dos pelos en Sudáfrica y a la matanza sistemática de la foca gris en Escocia.

Es necesario examinar las repercusiones de una ordenación de especies múltiples tanto en el plano institucional como normativo. En el documento se destacan, en particular, tres cuestiones: la posibilidad de que resulten desfavorecidos los pescadores cuya actividad se limita (por ejemplo, mediante la concesión de licencias) a la explotación de determinadas especies; el hecho de que los recursos pesqueros a menudo se compartan con otros depredadores apicales (ballenas, focas y aves); y los problemas institucionales que surgen cuando una especie pertenece simultáneamente a las esferas de competencia de varios organismos independientes.

No obstante, no cabe duda de que se tiende cada vez más a adoptar un contexto de especies múltiples para el estudio y la ordenación de las poblaciones de peces, y también, en algunos casos, a aplicar la ordenación al ecosistema al que tales especies pertenecen. En las pesquerías de especies múltiples, la búsqueda de la viabilidad económica seguirá siendo el factor que más influirá en las estrategias adoptadas para la explotación de poblaciones de depredadores y presas. Cuando, como ocurre habitualmente, el precio por unidad del depredador es muy superior al de la presa, las estrategias de explotación asignarán la preferencia a la explotación sostenible del primero, y se considerarán menos importantes los rendimientos de las poblaciones de la presa.

La conclusión es que, si bien existe la necesidad de realizar investigaciones de apoyo para una ordenación de especies múltiples, éstas no serán igualmente pertinentes para todas las pesquerías. Los estudios necesarios dependerán de cuán afirmadas estén las interacciones entre especies, de su eficacia con respecto a los costos en el marco de ecosistemas complejos, y de su idoneidad en casos en que podría ser suficiente efectuar evaluaciones para especies individuales. Por otra parte, cualquiera que sea la importancia que se acuerde a la investigación, es indispensable que los modelos de los efectos se elaboren tomando en cuenta el contexto bioeconómico en su totalidad. Será necesario adquirir por lo menos un conocimiento mínimo de las interacciones entre especies, así como de los factores abióticos. Este ha de incluir, según proceda, una comprensión más cabal de las relaciones entre depredador y presa, los procesos climáticos naturales, las respuestas ecológicas, y los efectos de la explotación y la ordenación.