CAPITULO 8

ORDENACION DE LAS PESQUERIAS FLUVIALES

EFECTOS DE OTROS USOS DE LOS RIOS Y DE SUS CUENCAS SOBRE LAS PESQUERIAS

Siendo el río únicamente uno de los componentes de un sistema más amplio que es la cuenca, las poblaciones de peces que viven en él se ven afectadas no sólo por lo que ocurre en el cauce y en sus aguas asociadas, sino que están expuestos también a una serie de influencias externas. Las aguas pluviales que caen en la cuenca terminan por abrise paso hasta el río escurriendo por la superficie y debajo de ella y llevando consigo una serie de materiales, entre ellos las tierras de la capa superior y los contaminantes que puedan contener. Las condiciones cambiantes en la cuenca pueden producir diferencias en la calidad y la cantidad del agua, así como en la carga de sedimentos y otros materiales que pueden influir directamente sobre la forma del cauce. Muchos de estos efectos son el resultado de la variabilidad natural, en particular los cambios climáticos, pero con más frecuencia tales cambios son el resultado de alguna intervención humana. En los tramos fluviales con zonas de anegamiento la situación es más compleja, ya que la llanura inundable tiene una estación seca durante la cual se hace un uso terrestre del espacio que quedará anegado con la crecida. Por la fertilidad de sus suelos y por su proximidad a los cursos de agua aprovechables para riego y transporte, las zonas de anegamiento son objeto de una fuerte demanda para una amplia gama de actividades. Se considera también que tienen un alto potencial de desarrollo, y son muy frecuentes los esfuerzos por “aprovecharlas” mediante el control de las inundaciones. En este capítulo se examinarán algunos de esos efectos y se describirán los impactos observados que los usos del río y de su cuenca con fines distintos de la pesca tienen sobre las comunidades ícticas fluviales.

CAMBIOS EN EL FLUJO

Los ríos responden a los cambios en el flujo medio anual mediante un período de ajuste al nuevo régimen, tras el cual se estabilizan en una forma que se adapta a las condiciones modificadas. Obviamente, las reducciones del flujo conducirán a la restricción progresiva de la corriente a un lecho menor dentro del cauce original, con una pérdida concomitante de hábitats para los peces y otros organismos acuáticos. Inversamente, los aumentos generales en el flujo ensancharán el cauce del río por erosión de las antiguas orillas y otros fenómenos; éstos, a su vez, producirán una diversificación de hábitats mediante la extensión del sistema acuático. La sensibilidad biótica a los cambios en los regímenes hídricos no se limita a las alteraciones en las cantidades absolutas, sino que reacciona también a la distribución del flujo en el tiempo que hace que las crecidas máximas puedan trasladarse a distintas épocas del año o incluso desaparecer por completo.

Los organismos que viven en los ríos suelen adaptarse a los regímenes particulares del flujo en cada caso, de manera que los cambios del flujo producen cambios en los componentes bióticos del ecosistema completamente aparte de los producidos por la contracción o la extensión del hábitat acuático. Las comunidades de peces tienden a ser limnófilas o reófilas, según el tipo de régimen hídrico prevalente en el tramo fluvial en el que viven. Los cambios en el flujo, por lo tanto, favorecerán a una u otra de esas comunidades, produciendo los flujos mayores una mayor presencia de especies reófilas, y estimulando los flujos menores la colonización por especies limnófilas. Unos flujos idóneos son también esenciales para la cría y la migración de muchos peces. Fisiológicamente, los peces responden a las condiciones de la crecida alcanzando la madurez sexual y poniéndose en movimiento hacia los frezaderos. Inversamente, si no se produce el régimen de flujo apropiado, los huevos pueden ser reabsorbidos, como en el caso del Rutilus rutilus, el Abramis brama y el Cyprinus carpio de los lagos de Arakum descrito por Shikhshabekov (1979). Se precisan también ciertos niveles críticos de flujo para mantener ciertos tipos de sustrato de los criaderos en condiciones adecuadas para el desove. Por esta razón, se ha puesto mucho interés en determinar las necesidades mínimas de flujo para los peces, en particular en las zonas ritrónicas en que unos recursos pesqueros de alto valor coinciden con una fuerte demanda de agua. Stalnaker (1980) presenta ejemplos de estos estudios, distinguiendo tres enfoques principales del problema general de evaluar las necesidades de flujo en el cauce: a) la experiencia y los análisis hidrográficos; b) los análisis del hábitat físico; y c) los análisis de producción en relación con el flujo. Un ejemplo del enfoque empírico basado en la experiencia es el “Método Montana” propuesto por Tennant (1976) (Cuadro 8.1), en el que se describen los efectos de los diversos regímenes de flujo en relación con el régimen original.

Se ha constatado que estas cifras describen los efectos de las reducciones del flujo en muchos de los ríos norteamericanos. Series similares tienen aplicaciones posibles en otras partes del mundo; pero lamentablementeno hay datos suficientes en los trópicos para construir tales índices.

En los tramos potamónicos, el problema del mantenimiento del flujo es especialmente crítico, ya que el rendimiento de los sistemas con zonas de anegamiento está estrechamente vinculado a la extensión de la inundación. Por consiguiente, si alguna vez deja de inundarse la llanura, no habrá ese año nuevas cohortes de ninguna de las especies que desovan en la llanura. Además, la fertilidad de la llanura durante su período seco depende de que haya sido inundada durante al menos una parte del año.

Aun cuando los flujos medios dentro del sistema permanezcan inalterados, los cambios en la época o en la forma de las crecidas pueden tener consecuencias graves. En muchas especies ícticas, el éxito de la cría depende de una coincidencia de condiciones de las que el flujo es sólo una. Hay por lo tanto razas o estirpes de especies que se han adaptado a un calendario particular para la cría, y el desplazamiento de las crecidas a otra época del año podría no permitirles la reproducción. Sin embargo, hay señales de que en algunos sistemas los peces pueden adaptarse a los regímenes de crecida alterados por la construcción de presas. En el río Volga, por ejemplo, los cambios en las épocas de crecidas y en la temperatura del agua dieron lugar a cambios en la época de desove y a una mayor duración del período reproductivo de muchas especies de ciprínidos y pércidos, hasta el extremos de haber aparecido un período de desove con dos momentos de mayor intensidad después de la construcción de los embalses (Kutznetzov y Fedeyev, 1979). lgualmente, los cambios abruptos en las características del flujo pueden influir negativamente sobre la reproducción. Las subidas y bajadas repentinas del nivel del agua pueden dejar secos los nidos o frezaderos en períodos críticos o pueden hacer que los huevos o los alevines sean arrastrados por el agua. El reflujo precipitado de las aguas puede hacer que los peces queden atrapados en masas hídricas temporales por falta de tiempo para encontrar un paso hacia el cauce principal del río.

CAMBIOS EN LA CARGA SEDIMENTARIA

Los aumentos en la carga sedimentaria resultantes de cambios en el uso de la tierra o el agua aceleran el proceso evolutivo del sistema fluvial, pero al hacerlo causan varios problemas. En el ritrón, la sedimentación de partículas finas de limo sobre lo que es normalmente un sustrato grueso ahoga a los organismos reófilos que habitan normalmente en tales tramos, reduciendo la disponibilidad de alimentos. Esta asfixia del sustrato puede hacerlo también inapto para el desove de aquellas especies que requieren flujos rápidos y bien ventilados y fondos de piedra o grava. El limo permite el arraigo de vegetación, obstruyendo las corrientes de orden inferior y desviándolas incluso por nuevos cauces. En tramos más bajos, la sedimentación de limo en las riberas y en el lecho del río puede producir una elevación progresiva de todo el cauce hasta situarlo sobre el nivel de la llanura contigua. Una fuerte crecida en un cauce así obstruido puede hacer que el río salga de su lecho y cambie su curso por varios kilómetros. El entarquinamiento excesivo de los llanos inundados ciega las charcas estacionarias, que desaparecen antes de que la erosión haya podido producir otras nuevas. Del mismo modo, se rellenan los cauces y los brazos muertos y se abren nuevos cauces hasta el punto de que todo el delta de un río puede desplazarse a lo largo de la costa. Al mismo tiempo las llanuras deltaicas costeras crecen rápidamente, en especial en sus bordes marítimos, donde se forman constantemente nuevas tierras.

Las fuertes cargas de materia sedimentaria afectan también directamente a los organismos vivos. La débil penetración de la luz en aguas turbias reduce la profundidad en que el fitoplancton puede desarrollarse y perjudica a la vegetación sumergida. Al entarquinamiento de los sustratos del fondo se ha atribuido también la desaparición de organismos bentónicos en el potamón, así como las mortalidades de los peces que ponen sus huevos en tales zonas.

CAMBIOS EN LA CALIDAD DEL AGUA

La sucesión en los ríos de diversas condiciones físicas y químicas desde las cabeceras hasta la desembocadura puede considerarse como un proceso natural de eutroficación. La mayoría de los tramos bajos se enriquecen normalmente, y el hecho de que reciban por añadidura nitrógeno, fósforo y compuestos orgánicos de la procedencia agrícola, industrial y urbana parece aceptable en cierta medida, e incluso puede ser beneficioso en sistemas inicialmente pobres. No obstante, si se supera la capacidad asimiladora del ecosistema las condiciones pueden deteriorarse rápidamente. Las poblaciones de peces que habitan en los tramos de potamón de los ríos suelen estar adaptadas a las condiciones de eutroficación y pueden soportar una cierta desoxigenación, aunque algunas de las especies más activas pueden desaparecer. Godoy (1975), por ejemplo, atribuyó la desaparición del Triurobrycon lundii del río Mogi Guassu a la desoxigenación producida por esa eutroficación. Hasta ahora, no se ha denunciado en los sistemas tropicales una contaminación general con sustancias tóxicas, aunque la situación en los ríos de la India descrita por Patil (1977) dista de ser satisfactoria. Varios ríos sufren allí una grave contaminación con efluentes industriales que ha repercutido negativamente sobre sus recursos ícticos. Puede haber, sin embargo, una grave contaminación local ocasionada sobre todo por la minería, cuyas filtraciones y descargas directas de residuos tóxicos pueden eliminar a los peces de algunas zonas de los ríos.

En los ríos de la zona templada la situación se ha agravado más, y se ha escrito mucho sobre la degradación generalizada de la calidad del agua en muchos ríos europeos y norteamericanos. Incluso grandes ríos como el Rin o el Vístula se han deteriorado hasta el punto de haberse perdido muchos elementos de su ictiofauna. Liebman y Reichenbach-Klinke (1967) comprobaron también malas condiciones en ciertos tramos del Danubio causadas por la contaminación doméstica e industrial, pero la capacidad autopurificadora de este río largo y de flujo rápido ha sido suficiente para mantener en la corriente principal una calidad aceptable. Sin embargo, los estudios sobre la zona de anegamiento indican que las condiciones en algunas aguas estacionarias pueden deteriorarse hasta perjudicar a la ictiomasa, aunque en otros casos una eutroficación moderada producida por las aguas residuales puede elevar la productividad.

Los efectos de la contaminación sobre la vida acuática pueden resumirse así:

i)  toxicidad letal que mata a los peces en alguna etapa de su ciclo vital. En el caso de los ríos de llanura, este efecto puede ser indirecto, por cuando la reducción del oxígeno disuelto en las aguas estacionarias de la planicie y en el cauce del río pueden hacerlas inaptas para los peces que normalmente viven allí;

ii)  efectos subletales, que suelen ser difíciles de detectar o demostrar, pero que alteran el comportamiento del pez de tal manera que le impiden terminar su ciclo vital normal, o simplemente reducen su crecimiento o lo hacen más vulnerable a las enfermedades;

iii)  efectos cumulativos que pueden hacer que el pez sea incomestible, o que su consumo no sea seguro. La mayoría de los efectos contaminantes tienden a ser muy amplios y afectan a muchas especies diferentes. Cualesquiera que sean sus efectos inmediatos, la respuesta a nivel de la comunidad es una reducción de la diversidad y un cambio en la composición por especies con mayor predominio de las formas menores y de vida más corta. Dicho de otro modo, los cambios son paralelos a los que puede producir la pesca excesiva, y apuntan por lo tanto a reducir la cantidad de peces que pueden ser objeto de la pesca. Un enriquecimiento moderado con sustancias orgánicas, en cambio, puede aumentar la cantidad de peces (ictiomasa) soportada por el sistema.

INTERACCION CON OTROS USOS

Animales terrestres

Fauna silvestre

Muchas especies de venados descienden a la llanura durante la estación seca en busca de los ricos pastos que allí se encuentran. Ciertas especies adoptan este hábito más que otras, y algunas se distribuyen prácticamente tan sólo por las zonas de anegamiento. Especies como el antílope lechwe (Kobus leche kafuensis) migran del centro de la llanura hacia su periferia al subir las aguas, y regresan siguiendo el reflujo (Fig. 8.1). Su distribución, por consiguiente, es como la imagen invertida de la distribución de los peces, y ambas dinámicas son en cierto modo similares ya que la época máxima de cría de este animal coincide con el reflujo de las aguas que dejan en el llano nuevos pastos (Sayer y Van Lavieren, 1975). Antes de la construcción de nuevas presas en el río Kafue, había una población estable de unos 94 000 lechwes, pero los cambios de régimen hídrico después del cierre de la presa de Kafue Gorge redujeron los pastos disponibles y fueron probablemente la causa del descenso en el número de estos animales en la llanura. Según González–Jiménez (1977), el carpincho o capibara (Hydrochoerus hyrochaeris) existe en muy gran número en los llanos inundables de américa Latina, donde se alimenta de hierba y de plantas acuáticas. A diferencia del lechwe, nada bien y habita permanentemente en zonas pantanosas.

Figura 8.1  Distribución del lechwe del río Kafue:(A) con la máxima crecida, abril 1971; (B) con aguas bajas, 2-14 septiembre 1971. (Según Sayer y Van Lavieren, 1975)

La fauna terrestre de los llanos inundables puede verse afectada negativamente por las alteraciones del medio ambiente lo mismo que los peces. Otro ejemplo son los efectos, observados por Attwell (1970), de la presa de Kariba. La llanura de Mana tiene allí gran importancia para la conservación de la fauna del valle. Desde el cierre de la presa, es menor la superficie inundada de la llanura y, en la parte que queda, la fuerte presión debida a su utilización por especies mayores de mamíferos ha producido cambios en la vegetación. El impacto del exceso de población resulta acentuado por los cambios en los tipos de gramíneas favorecidas por el nuevo régimen hídrico, que son más duras. Las plantas crecen también menos lozanas, ya que el rico material de aluvión que fertilizaba la llanura se retira ahora de las aguas del Zambeze abtes de llegar a la llanura. Al estabilizar el flujo, la presa ha reducido el dinamismo ecológico del río, cuyas descargas ha regulado a destiempo, perturbando el ritmo reproductivo de los mamíferos. Una teoría análoga se ha formulado respecto a muchos sistemas en los que los mamíferos y las aves acuáticas han sufrido las consecuencias de la desecación de los humedales (Smart, 1976), y la volveremos a encontrar cuando examinemos las consecuencias de la construcción de presas para los peces.

Kapetsky (1974) consideró que la presencia de ungulados salvajes e hipopótamos en la llanura inundable era beneficiosa para los peces, y ya hemos visto la importancia que Fittkau (1973) atribuía a las poblaciones de cocodrilos en los ríos amazónicos para el mantenimiento de comunidades equilibradas. En efecto, las cantidades de nutrientes reciclados por los componentes terrestres del sistema son probablemente muy grandes y deben tener algún efecto sobre su productividad general. Se ha opinado que la tendencia a la desaparición de la fauna silvestre en favor del ganado, en una fase temprana del desarrollo de la llanura, hace bajar la productividad de ésta, ya que el ganado deposita una parte menor de sus desechos y despojos directamente en el sistema acuáico.

Ganado vacuno

La mayoría de las zonas de anegamiento no modificadas se utilizan como pastizales para el ganado vacuno durante la estación seca. En algunas regiones, las migraciones estacionales de ganaderos dominan la demografía. Rzoska (1974 y 1976) ha descrito la forma en que los pueblos pastorales Nuer y Dinka del Nilo Sudd migran saliendo de sus aldeas permanentes en las tierras altas de los pantanos, en pos de las aguas refluyentes. A medida que avanza, queman la vegetación acuática muerta y seca para obtener brotes frescos con los que se alimenta el ganado. Al comenzar la crecida, regresan a sus aldeas insulares después de recorrer en su migración distancias de hasta 80 km. Movimientos similares se han observado en el delta central del Níger (Gallais, 1967; Fig.8–2) y en los pantanos de Okavango (Stannard, com. pers.), y son una característica destacada de todos los humedales africanos. Las modalidades difieren en algunas llanuras, por ejemplo en el Ouemé, donde el característico ganado “lagunar” está confinado en las riberas elevadas que están separadas de las depresiones pantanosas por fosos o vallados. Durante l crecida, el ganado se guarda en islas artificiales y se alimenta con vegetación acuática recogida de las alfombras flotantes de la llanura. La ganadería extensiva es también una característica de América Latina, y en la actualidad los vastos llanos de Venezuela y Colombia, regados por los ríos Apure, Arauca y Meta, se utilizan principalmente con este fin. Como los llanos quedan sumergidos por tablas de agua o de otro modo son sumamente áridos, los rancheros venezolanos están estableciendo a través de la planicie anchos diques en forma de media luna llamados “módulos”, con los que retienen el agua en su reflujo hacia el cauce principal; al secarse el módulo lentamente por evaporación y filtración, deja una faja de vegetación bien regada para alimentación del ganado. En los módulos pueden quedar también peces atrapados, aunque la potencialidad de tales dispositivos para la recogida y la cría de peces necesita ser explorada.

El ganado vacuno presente en las llanuras es muy numeroso. Rzoska (1974) contabilizó unas 250000 cabezas en el Sudd. En los llanos de Barotse había 310000 cabezas (FAO/NU, 1969), en los del Kafue pastaban 250000 de mayo a octubre (FAO/NU, 1968a), en los pantanos de los Elefantes y de Ndinde del río Shire se cuentan 148000, y en Africa occidental, en el delta central del Níger, Gallais (1967) calculaba unas 200 000 cabezas, y otras 3000000 en la zona inundable de Gambia. En general, el ganado y las pesquerías son formas compatibles y aun complementarias de utilizar la llanura. El estiércol del ganado, calculado en unos 500 kg/ha/año (Shepherd, 1976), transforma gran parte de la producción primaria de la estación seca en nutrientes orgánicos y minerales fácilmente disueltos que tienen un importante efecto sobre la química de las aguas de crecida. Varios investigadores han señalado el enriquecimiento de algunas aguas estacionarias de la zona de anegamiento gracias al ganado que utiliza las lagunas como abrevaderos. La fertilidad excepcional d la laguna Bangula en el Shire se ha atribuido a esta causa y, según Gilmore (1976), las lagunas del Okavango frecuentadas por el ganado tenían una biomasa más de tres veces mayor que la de charcas más normales: 700 kg/ha frente a 200 kg/ha. También se han señalado algunos efectos adversos del ganado. El uso extensivo para pastos de una parte de la zona inundable del Ouemé ha dado lugar a que se pisotearan y destruyeran los terraplenes de los estanques allí existenes y a su ulterior abandono y entarquinamiento (Hurault, 1965). En las riberas inundadas d pequeños cauces y caños, la pérdida de la vegetación por un pastoreo intensivo puede reducir la cubierta vegetal con la consiguiente merma de la población de peces. Gunderson citó el caso de un río de Montana en donde los tramos no aprovechados para pastos tenían un 76% más de cubierta vegetal, una población más numerosa de trucha parda y alrededor del 44% más de ictiomasa que aquellos tramos en que abundaban los pastizales. Platts (1981) ha estudiado la bibliografía sobre las interacciones entre el pastoreo en las riberas, particularmente las de ríos menores, y la calidad y la cantidad de agua en los ríos de Estados Unidos. Está claro que unas prácticas de pastoreo incorrectas, con altas densidades de animales durante períodos prolongados, degradan la tierra y los cursos de agua próximos. Los cambios producidos son pérdida de vegetación, inestabilidad y erosión de las orillas del río, aumento de la carga de sedimentos y en consecuencia del entarquinamiento de los cauces y descenso de la cantidad de agua. Estos cambios explican que las poblaciones de peces, consistentes en estos casos en salmónidos, sean mucho mayores (del 200 al 400%) en los tramos carentes de pastizales que en los que los tienen, en ríos de orden inferior (6 orden o menos).

Figura 8.2  Migraciones estacionales de los pueblos pastorales del delta central del Níger antes de la sequía saheliana. Los números se refieren a los distintos grupos étnicos. (Adaptado de Gallais, 1967)

Silvicultura

Los bosques contribuyen a conservar el agua, el suelo y los nutrientes, desempeñando una función de conservación en los sistemas acuáticos que los atraviesan. La tala de árboles tiene varios efectos rápidamente observables, en especial sobre el caudal de los arroyos, la frecuencia y la índole de la escorrentía y la producción de sedimentos. Otros efectos no se disciernen tan de inmediato pero pueden ser importantes, como son las mayores concentraciones de nutrientes, los cambios en el pH y en la temperatura del agua y, más recientemente, la introducción de contaminantes en el sistema.

La deforestación de las cuencas vertientes produce cambios en las características de la crecida: su culminación tiende a ser más alta y más breve, al afluir la escorrentía directamente hacia los cauces. En las laderas boscosas el agua es retenida por la vegetación y también por la capa de tierra vegetal. Al desaparecer ésta, no hay nada que frene al agua en su carrera. Los flujos y reflujos más rápidos, los regímenes de crecidas repentinas más imprevisibles y los menores flujos en la estación seca son perjudiciales para muchas especies de peces que requieren una transición más suave de una fase a otra. La falta de tierra vegetal y el desnudamiento de las rocas del subsuelo contribuyen también a que disminuya la cantidad de nutrientes disueltos. Desciende la conductividad del agua, lo que a la larga empobrece las condiciones del río. Estos cambios se resumen en el Cuadro 8.2.

* Elevación del nivel en mm producida por un aumento del flujo de 1 litro/m²

La propia explotación forestal contribuye a la degradación. Con malas técnicas de explotación forestal, cantidades excesivas de desechos de madera y de tierra penetran en la corriente aumentando la carga de ésta, la materia en suspensión y las concentraciones de sólidos disueltos (Graynoth, 1979).

El desmonte de los bosques hace posible que la luz del sol entre en el sistema acuático. En los ríos del noroeste de los Estados Unidos, la biomasa total de salmónidos fue notablemente mayor (alrededor del 150%) en los parajes deforestados que en las zonas forestales, aunque hubo también cambios paralelos en la fuerza de las clases de edad y en la composición por especies de la comunidad íctica. Análogamente, el reciclaje más rápido de nutrientes mediante el repetido proceso de crecimiento y muerte de gramíneas en las zonas de anegamiento desprovistas de arbolado hace suponer un mayor nivel de productividad en las sabanas.

Es bien sabido que muchas de las grandes llanuras despejadas de hoy estaban antaño rodeadas por bosques de galería, y que las propias llanuras estaban cubiertas con bosques de matorrales o arbustos propios de la sabana. La tala de árboles con fines agrícolas, para formar pastizales o para aprovechar la leña desnudó las tierras, y este proceso continúa todavía en algunas llanuras de América Latina. Como el proceso es históricamente lento, es difícil cuantificar el impacto de estos cambios sobre las poblaciones ícticas, aunque es indudable que lo hubo. Los ríos se han vuelto probablemente menos estables y cambian más frecuentemente de cauce. Los regímenes de crecida habrían cambiado también, ya que las llanuras más cubiertas de bosques tienden a conservar más tiempo el agua de las crecidas. Habría asimismo una reducción en la cantidad de alimentos autóctonos disponibles para los peces. Sin embargo, casi todos los estudios parecen concluir que la mayoría de las llanuras de sabana son de hecho más productivas que las forestales, tal vez porque están en una fase más joven de su evolución. No obstante, la deforestación puede conducir a una menor productividad en algunos casos, como ocurrió en el Grand Lac del Mekong. Cuando se taló allí el bosque circundante para cultivar las tierras y para aprovechar la leña, la pesca descendió aproximadamente a la mitad durante 25 años. Sao Leang y Dom Saveun (1955) atribuyeron este hecho a la erosión y al entarquinamiento de la cuenca, así como a la menor disponibilidad de alimento alóctono procedente de la zona forestal reducida. El entarquinamiento produjo una mayor turbiedad del lago ya que la acción de las olas en una masa hídrica cada vez menos profunda removía el fondo y ponía de nuevo las partículas en suspensión. Este hecho, a su vez, hizo bajar la productividad primaria, con la consiguiente reducción de las poblaciones de peces. Según las informaciones de que ahora se dispone, este proceso se detuvo e invirtió en los últimos años setenta, cuanto las perturbaciones políticas redujeron la población de la República Khmer. Se reforestó la zona en torno al Grand Lac, y las poblaciones de peces aumentaron de nuevo.

Gran parte del entarquinamiento progresivo observado recientemente en los ríos tropicales se ha atribuido al descuajo de bosques en las partes altas de sus cuencas. Las pendientes pronunciadas favorecen la erosión, y la capa de tierra vegetal se pierde rápidamente, sobre todo cuando se practica una agricultura marginal (Eckholm, 1976).

Se ha propuesto la reforestación de las laderas de las montañas para limitar la erosión de la tierra, proteger las corrientes de montaña y en último término disminuir el entarquinamiento de los tramos inferiores de los ríos. Sin embargo, los programas de reforestación pueden no ser beneficiosos en todos los lugares, como ha demostrado la experiencia en Escocia. Las plantaciones de abetos de Menziés (Picea sitchensis) realizadas allí hicieron disminuir el pH de los arroyos que corren sobre suelos de cuarcita, esquisto o pizarra recogiendo los contaminantes ácidos de la lluvia (pH 4.3 – 4.5). En estas corrientes los huevos de los salmones mueren en pocas semanas, y faltan también las truchas. En ríos no forestales próximos hay buenas poblaciones de truchas (Harriman y Morrison, 1982).

Agricultura

Los nuevos depósitos de material de aluvión durante las crecidas anuales, una valiosa aportación de nitrógeno orgánico procedente de las algas verdeazuladas y una movilización de fósforo y potasio mediante la alteración de las condiciones aeróbicas y anaeróbicas (Bramer, 1980) hacen de las zonas de anegamiento una tierras agrícolas de las más ricas. Por esta razón, han atraído la atención del hombre desde que éste empezó a laborar la tierra, y las más antiguas civilizaciones surgieron al parecer como respuesta a la necesidad de un control comunal de las crecidas del Nilo, de los ríos mesopotámicos o de los ríos de las grandes llanuras de China. Cuando la densidad de la población humana es baja, es corriente un cultivo sencillo, limpiándose para ello unas parcelas pequeñas de la vegetación acuática moribunda al retirarse las aguas. Generalmente se siembran cereales como maíz, sorgo o mijo, que con ayuda del alto nivel del agua freática crecen para ser cosechados antes de la próxima crecida. En esta fase de explotación, se precisan pocas modificaciones de la llanura, y las zonas cultivadas quedan dispersas entre llanos boscosos. Al aumentar la presión sobre el terreno, se eliminan los bosques progresivamente y se modifica el entorno por drenaje o riego. Las necesidades de una agricultura intensiva en la estación seca llevan a rellenar muchas depresiones de la zona inundable y a roturar pantanos permanentes. Para ello se cavan canales de avenamiento para el drenaje permanente de los humedales, pero con ello se acelera también la retirada de las aguas de la llanura y se alarga la temporada de cultivo. A menudo hay que instalar sistemas de riego en llanuras con déficit de agua o para compensar el agua perdida al mejorar el drenaje. Se tiende pues cada ves más a controlar las crecidas en la llanura, sea mediante pólderes, que alejan el agua de algunas zonas, sea mediante la construcción de diques artificiales para mantener el cauce del río en los límites de sus orillas e impedir la inundación anual. Para completar el control, se construyen también río arriba presas y embalses. Thompson (1983) ha resumido así los niveles de las cosechas en las tierras del fondo de los valles con diversas intensidades de explotación:

-  Subsistencia estática 300–600 kg/ha/año

-  Corta y quema 1500 kg/ha/año

-  Cultivo intensivo 6000 kg/ha/año

Practicada en forma sencilla, la agricultura no entra en conflicto con las pesquerías, y en ríos como el Ouemé en Africa se han desarrollado cultivos intensivos en los que ambas actividades coexisten. En la zona de anegamiento, los campos de maíz están intercalados con estanques receptores cuyas orillas se utilizan para varios tipos de cultivos comerciales: tomates, pimientos u hortalizas. Además, los diques más altos a lo largo del río se utilizan para pastar el ganado, lo que produce una economía equilibrada que mantiene a una población densa. La Figura 8.10 esquematiza la disposición típica de estas actividades según Hurault (1965), quien describió con algún detalle los estilos de uso de la tierra en esta región.

Lamentablemente, cuando la agricultura se intensifica más allá de este nivel y constituye un objetivo único, los efectos de las necesarias obras de control de crecidas sobre el sistema acuáticos son muy considerables. Uno de los resultados es que, cuando se controlan las inundaciones, las sedimentaciones aluviales dejan de fertilizar el suelo y éste se agota rápidamente. La producción desciende, como ocurrió aguas abajo de la presa de Kainji, donde diez años después de su cierre el 50% de las tierras no eran ya aptas para la agricultura (Adeniji, 1975). Como compensación es preciso aplicar fertilizantes, lo que eleva los costos, el riesgo de eutroficación y finalmente la contaminación de los cursos de agua. Además, en las regiones en que hay relativamente poca agua y donde hay fuertes tasas de evaporación, se produce la salinización del suelo por repetidas inundaciones con agua salada o por la subida a la superficie de aguas subterráneas que al evaporarse dejan las sales en las capas superficiales del suelo. Si el agua de las crecidas es insuficiente para evacuar hacia el río las sales acumuladas, el terreno se hace rápidamente inapto para los cultivos y finalmente yermo por completo. Se sabe todavía poco sobre la tolerancia a la salinidad de la biota de la zona de anegamiento, pero la salinización de las lagunas retrae evidentemente a la mayoría de las especies de agua dulce y, aunque en regiones cercanas a la costa puede darse una colonización con especies halófilas, el ecosistema se empobrece en alguna medida.

El régimen hidrológico de una zona de anegamiento es idóneo para el cultivo del arroz. Puede éste hacerse en la forma primitiva de arroz flotante como la practicada en el delta central del Níger; pero en Asia, la adaptación de las planicies de los sistemas fluviales al cultivo intensivo del arroz es una de las características principales del paisaje. El cultivo intensivo del arroz requiere un control completo del régimen hidrológico. Presas para el control de inundaciones, pólderes y sistemas de riego y canales de avenamiento se instalan por consiguiente con ese fin.

Heckman (1979) ha examinado con bastante detalle la ecología de los campos de arroz en el norte de Tailandia, colonizados naturalmente por numerosas especies ícticas que son un complemento de los cultivos en la región. En efecto, la captura de peces en los arrozales de Tailandia produce unos 65 a 80 kg/ha/año (cifras similares a las estimadas para las zonas naturales de anegamiento), lo que significa que para los 8 millones de hectáreas de arrozales la producción total podría llegar a 580 000 toneladas anuales, la mayor parte de ellas para consumo interno. Las conclusiones de Heckman sobre la ecología general de los arrozales (Fig. 8.3) pueden tomarse como representativas no sólo de los ecosistemas semiacuáticos cultivados sino también, en cierto grado, de las zonas naturales de anegamiento. La afluencia de nutrientes al sistema se manifiesta en la enorme proliferación en la biomasa de las plantas acuáticas enraizadas en relación con otros elementos de la comunidad. Evidentemente, en el sistema natural faltaría el consumo por parte del hombre y de los animales domésticos, y este bloque de nutrientes retornaría a la llanura por el proceso natural de descomposición.

Figura 8.3  Panorámica general del flujo de nutrientes en el ecosistema de los cultivos de arroz: (A) época de primeras lluvias (1 de mayo); (B) época de lluvias tardías; (C) estación fría (16 de octubre); (D) monzón seco (5 de diciembre). (Según Heckman, 1979)

Como el cultivo del arroz y las pesquerías utilizan la misma fase del ciclo hidrológico, hay a veces conflictos considerables entre ambos. A menudo se acusa a los peces de destruir el arroz, y Matthes (1977) investigó las formas en que los peces del río Níger interfieren en este tipo de cultivo. Comprobó la presencia de muchas especies en los arrozales, la mayoría de ellas en formas juveniles. Algunas especies, no obstante, estaban presentes como peces adultos, y éstas podían clasificarse en tres grupos:

i)  peces que se alimentan predominantemente de arroz, de los cuales los más destructivos son cuatro: Alestes dentex, A. baremoze, Distichodus brevipinnis y Tilapia zillii; los dos últimos muerden el tallo a media altura derribando así toda la planta;

ii)  peces que se alimentan ocasionalmente de arroz, en particular Brycinus nurse que mordisquea las hojas de las plantas jóvenes y Oreochromis niloticus que come las algas epifíticas de los tallos de las plantas de arroz, pero rompe también los tallos;

iii)  especies que producen daños ocasionales con otras actividades, tales como el Heterotis y el Gymnarchus que construyen nidos con los tallos, o Clarias, Heterobranchus y Protopterus que desarraigan las plantas pequeñas al rebuscar en el cieno su alimento bentónico. Algunas especies probablemente benefician al arroz al buscar y devorar al arañuelo y otros insectos nocivos o al limpiar los tallos de la vegetación epifítica.

En el delta central del Níger los pescadores construyen diques bajos, de 50 cm de altura, que protegen el arroz joven durante la primera parte de la crecida cuando es más vulnerable a los ataques, y el sistema funciona bastante bien, ya que cuando los peces pueden penetrar en el arrozal las plantas han superado ya su fase más tierna. Para una protección completa, se necesitan presas permanentes con pantallas que excluyan a los peces del campo enteramente; pero a menudo con esto se consigue únicamente encerrar a los peces dentro en lugar de dejarlos fuera.

El cultivo del arroz puede influir negativamente sobre las pesquerías de dos maneras. Primero, la necesidad de combatir las plagas de insectos ha estimulado el uso de insecticidas, con lo que pueden contaminarse las aguas del arrozal y por debajo de él. Segundo, las modificaciones del entorno que acompañan al cultivo intensivo del arroz son nocivas para los peces. De todos modos, la amplia práctica de la piscicultura en los arrozales muestra que arroz y peces no se excluyen mutuamente.

Urbanización

En casi todas las partes del mundo las primeras comunidades humanas se establecieron a lo largo de los ríos. Alrededor de 5 000 años a.C. la colonización sistemática de las llanuras inundables del Nilo, el lndo, el Yangtsé, el Tigris y el Eufrates hizo surgir las primeras civilizaciones de la historia. Al intensificarse la demanda de tierras por obra del crecimiento demográfico, las presiones en favor de la ocupación física de la parte baja de los valles aumentaron pese a los riesgos inherentes a las inundaciones estacionales de esas zonas. Se hace sentir así la necesidad de controlar las crecidas, lo que a su vez estimula nuevas ocupaciones de la llanura hasta el punto de que una proporción notable de la población se ubica en llanuras expuestas a inundaciones cada 100 años. Por ejemplo, alrededor del 16% de las zonas urbanas de los Estados Unidos están comprendidas en tales llanuras, y el 50% de éstas están desarolladas como espacios industriales o de vivienda (Sabol, 1974). No es de extrañar, pues, una cierta preocupación respecto a las inundaciones en esas zonas, ya que las pérdidas por este concepto suben cada año pese a los muchos esfuerzos por reducirlas. Un análisis de la ocupación mundial de zonas de anegamiento (NU, 1969) se resumía así: En Europa occidental, las pérdidas por nuevas inundaciones ascienden lentamente como resultado del uso creciente de zonas de las principales ciudades que están expuestas a intensas pero no frecuentes riadas. En Europa oriental hay también un aumento de las pérdidas por inundación, aunque algo más lento que en América del Norte. En Asia meridional y sudoriental el intenso uso de tierras tradicionalmente ocupadas y el desarrollo de nuevas llanuras inundables ha compensado con creces los efectos de las obras de control en los grandes ríos. En América del Sur, el crecimiento urbano tiene lugar en gran medida sobre llanos inundables. La situación en Africa es análoga puesto que, aunque los asentamientos antiguos se encuentran fuera de las principales zonas de anegamiento, nuevas ciudades crecen en esas zonas. El resultado de esta invasión gradual es una tendencia creciente a controlar las crecidas.

La construcción de ciudades suele producir perturbaciones locales en los caudales, ya que las extensas zonas de superficie impermeable aceleran la escorrentía en las proximidades de la ciudad, pero tales efectos son todavía ligeros en el conjunto de la cuenca. Algunos combios en la morfología de la llanura inundable se derivan también de ios sistemas de comunicación en la ciudad y sus alrededores. La navegación fluvial de embarcaciones comerciales requiere con frecuencia algunas medidas para regular el flujo, tales como la instalación de presas y esclusas y la canalización de tramos excepcionalmente tortuosos para facilitar el paso. El oleaje producido por las embarcaciones erosiona las orillas y acelera la sedimentación y las destrucción de los hábitats en las márgenes. Carreteras y ferrocarriles cruzan las llanuras, generalmente sobre terraplenes que actúan como pólderes o presas aislando grandes extensiones de la llanura y restringiendo los movimientos de los peces y, lo que es más importante, conteniendo las aguas de crecida en un ámbito menor. La urbanizacióm tiene dos efectos adicionales que actúan también sobre el entorno acuático. Uno de ellos, la creciente necesidad de energía, tiene resultados comparables a las medidas de control de las crecidas por cuanto requiere la construcción de presas y embalses aguas arriba. El segundo, que es la carga del agua con sustancias orgánicas e inorgánicas, produce la contaminación y la eutroficación de las aguas en la ciudad y en el río por debajo de ella.

Ingeniería hidráulica

El control de las crecidas de los ríos se considera necesario para muchos de los usos mencionados, y es uno de los principales objetivos perseguidos en la ordenación de las cuencas fluviales. Se utilizan tres tipos principales de estructuras, separadamente o combinadas:

i)  presas y azudes;

ii)  diques;

iii)  canales.

Todas estas estructuras producen en los ecosistemas fluviales y asociados, río arriba y río abajo, impactos que han preocupado bastante en diversos medios científicos y han encontrado expresión en publicaciones como las de Ward y Stanford (1979) o Petts (1984). Los principales efectos sobre las pesquerías de tales estructuras se exponen brevemente en en Cuadro 8.3 y en las secciones siguientes.

Presas y azudes

El almacenamiento del agua tras una presa de manera que pueda soltarse poco a poco durante el año es probablemente el más popular de los dispositivos de control de inundaciones. Tiene la ventaja adicional de que el agua puede generar electricidad y puede utilizarse para riego o para abrevar el ganado. Además, pueden criarse peces en las masas hídricas a veces extensas que se forman. Por su tamaño, los embalses pueden ser desde extensos lagos como el formado tras la presa de Akosombo en el río Volta, con una superficie inundada total de 8 500 km², hasta pequeñas charcas que se desecan totalmente en la estación seca. Algunos grandes ríos como el Volga, el Missouri y el Columbia se han convertido ya en cadenas de embalses, y otros como el Danubio, el lndo o el Mekong parecen destinados a esa suerte en un próximo futuro. La durabilidad de tales embalses es cuestionable, ya que el entarquinamiento es muy rápido en muchos ríos, y las presas menores tienen una vida útil previsible de sólo unos pocos años antes de que disminuya progresivamente su capacidad para controlar las crecidas. A la larga el embalse no podrá cumplir su finalidad, sea ésta el almacenamiento del agua o el control de la crecida. Por supuesto que los grandes embalses tardarán mucho más en cegarse y podrán durar más de un siglo; pero el proceso es más rápido de lo que se había previsto en muchas regiones. Como los emplazamientos principales son en cierto modo un recurso no renovable, el éxito de una política de control hidráulico mediante presas parece algo dudoso a largo plazo. Mientras tanto, las presas producen cambios en la llanura inundable y en los peces, al alterar el régimen de crecidas y al modificar la carga de sedimento, lo que a su vez trastorna la dinámica que determina la forma del cauce. Todo esto repercute en la distribución y la persistencia de la vegetación en los tramos bajos del río. Por ejemplo, por debajo de la presa del Volta, las condiciones hidrológicas más estables y la falta de los derrubios que causan las crecidas favorecieron el rápido desarrollo de amplios rodales de vegetación sumergida como Potomogeton octandrus y Vallisneria aethiopica (Hall y Pople, 1968).

El régimen de crecidas puede suprimirse por completo, o al menos alterarse de tal modo que no se inunden zonas tan extensas. Muchas zonas de anegamiento se han perdido de esta manera, como puede verse en algunos ejemplos documentados. En el Missuori, la suma de humedales inundables en un tramo fluvial de muestra de 145 km bajó de 15 167 ha en 1879 a 7414 ha en 1967, es decir una pérdida del 67% (Whitley, 1974). También el río lllinois perdió alrededor de la mitad de su llanura anegable, ya que entre 1903 y 1920 se desecaron 80 939 ha de las 161 874 ha originales. Ulteriormente, 3 238 ha han sido restauradas en forma de lagos. A raíz del cierre de la presa del río Peace, los 2 560 km² del delta del Peace-Athabaska dejaron de ser un Próspero humedal para transformarse en una serie de llanos cenagosos aislados (Blench, 1972). Aunque las operaciones de avenamiento to están tan adelantadas en otras partes del mundo, las intenciones no faltan. Según Liepolt (1972), la totalidad de los 26 450 km² de las llanuras inundables del Danubio terminarán por ser aprovechados para la agricultura de regadío; la zona original de anegamiento del río está ya muy restringida. En el Mekong, la intención es eliminar las inundaciones de los 49 560 km² de la zona del delta, habiéndose perdido ya 1 480 km² bajo el embalse de Pa Mong. Análogamente en el río Senegal la mayor parte del valle inundable de 5 000 km² se secará una vez que se hayan construido las presas actualmente planificadas en la parte alta del río. Probablemente esta es la suerte que aguarda a la mayoría de los grandes ríos del mundo, al menos temporalmente. muchos ríos menores se están modificando de igual manera, y aunque esto sucede sin que se preste mucha atención a cada caso concreto, los efectos de la cumulación de modificaciones ambientales producidas por muchos pequeños embalses pueden ser impresionantes. Un ejemplo típico de estas intervenciones es la presa de Strydom en el río Pongolo, en Sudáfrica, que ha hecho desaparecer 100 km² de llanura inundable con sus lagos asociados, aunque en este caso se ha intentado mantener intactos los humedales mediante descargas controladas (Coke, 1970). En el caso del sistema Mogi Guassu-Río Grande en el Brasil, descrito por Godoy (1975), ha habido una pérdida progresiva de zonas de alimentación en los llanos inundables del Río Grande, a causa de la construcción de una serie de presas para uso industrial.

La pérdida de una zona de anegamiento como paraje de alimentación y cría tiene efectos graves sobre las poblaciones de peces, y la reacción de las comunidades ícticas de los ríos Chari, Níger y Senegal al faltar las crecidas a causa de variaciones climáticas naturales como las ocurridas en el Sahel confirma también los efectos altamente nocivos de la supresión de la crecida. La significación de las zonas de anegamiento y de las aguas estancadas como frezaderos y criaderos en los ríos de América del Norte fue documentada por Guillory (1979), y ya tempranamente la apreció Richardson (1921), quien determinó un rendimiendo medio de 199 km/ha cuando el 90% de las aguas del río lllinois eran aguas estancadas, 146 kg/ha cuando el 83% eran aguas estancadas y 78 kg/ha cuando el 63% eran aguas estancadas.

En el río Missouri, Whitley (1974) atribuyó el constante descenso de las capturas de 680 t en 1984 a 122 t en 1963 principalmente a la pérdida de hábitats para los peces a raíz de la construcción de embalses. En este río ha habido también modificaciones en el cauce principal al construirse diques en cauces secundarios y aislarse las aguas estancadas. El río ha quedado reducido a una serie de recodos con orillas de cemento. Antes de 1900, lctalurus punctatus e lctiobus spp. eran las especies más representadas en las capturas, pero después se introdujo la carpa común Cyprinus carpio que ha llegado a ser dominante.

En el río Colorado se han producido cambios profundos después de convertirse en un sistema de cascadas (Holden y Stalmaker, 1975; Holden, 1979). La combinación de los obstáculos a la migración, la reducción del caudal del río y el descenso de las temperaturas medias del agua redujo fuertemente las poblaciones habituales de ciprínidos como el lucio del Colorado (Ptychocheilus lucius), el cacho corcovado (Gila cypha), el cacho “bonytail” (Gila elegans) y el pez ventosa “razorback sucker” (Xyrauchen tecarus), todos los cuales son especies exclusivamente fluviales. En gran medida han sido sustituidos por especies exóticas en la cuenca del Colorado como Micropterus salmoides, Lepomis cyanellus y Notropsis lutrensis que son más tolerantes con las condiciones lénticas. Una análoga sustitución de especies ícticas indígenas per especies introducidas que se adaptan mejor a las nuevas condiciones hidrológicas se ha observado en los ríos soviéticos. En el Volga, Chikova (1974) observó cambios en la composición por especies por debajo de la estación hidroeléctrica V.I. Lenin (embalse Kuibyshev), donde los peces fitófilos Abramis brama, A. ballerus y Rutilus rutilus bajaron en número, mientras que Stizostedion (=Lucioperca) lucioperca y “Sichel” (Pelecus cultratus) aumentaban. Eliseev y Chikova (1968) concluyeron que el descenso de las especies fitófilas se debe a la ausencia y a la imprevisibilidad de las crecidas que, cuando efectivamente inundan la llanura, lo hacen de manera esporádica dejando encallados a los peces jóvenes y la freza en estanques aislados. Muchos desovadores en el río como los esturiones, Sitzostedion y “Sichel” no resultan tan afectados. Además, la crecida máxima en el nuevo régimen se retrasa algo, favoreciendo a las especies de desove tardío que generalmente pertenecen al segundo grupo. Las especies que migran a largas distancias decayeron también en el río Volga después de que éste se convirtió en una sucesión de embalses. Especies como Huso huso, Caspialosa kessleri o Stenodus leucicithys desaparecieron de todos los tramos excepto los más bajos del sistema, mientras que los flujos regulados y los embalses favorecían a especies lacustres como Clupeonella delicatula, que pobló grandes extensiones (Poddubnyi, 1979). En el delta del Volga, la menor duración de la inundación de la llanura redujo el tiempo disponible para su ocupación por los peces jóvenes, que de 50 a 70 días antes del cierre de las presas (decenio de 1950) pasó a sólo 10 a 15 días después (decenios de 1960 y 1970). Esto significa que se adelantó la migración río abajo de los peces jóvenes, con menos tiempo para crecer y sobrevivir en la llanura. En consecuencia, ha habido una gran reducción numérica de cada clase de edad (Koblitsbeya, 1985). Se considera que al menos 40 días de crecida anual regular son necesarios para mantener una comunidad íctica adecuada en los tramos inferiores de este río. Según Lelek y El Zarka (1973) y Adeniji (1975), los cambios en la ictiofauna del río Níger por debajo de la presa de Kainji son imputables también a la naturaleza imprevisible de la crecida. Las capturas en el tramo comprendido entre Jebba y Lokoja menguaron en aproximadamente el 50% en tres años por debajo de su nivel de 4 400 t/año (1967–69) (Otobo, 1978). Esta mengua fue acompañada por cambios en la composición por especies, ya que los Charadidae, Mormyridae y Clarridae disminuyeron, mientras que aumentó la abundancia de especies predatorias como Lates y Bagridae (Sagua, 1978). También se experimentaron cambios en tramos más bajos del río, donde las pesquerías de la cuenca baja de Anambra perdieron alrededor del 60% (es decir 4 000 t) por la desecación de gran parte de la llanura después del cierre de la presa (Awachie, 1978; 1979).

En muchos ríos se ha notado un aumento localizado de la densidad íctica, sobre todo de especies predatorias, inmediatamente por debajo de las presas. En el Nilo por debajo de la presa de las cataratas de Owen eran particularmente abundantes las poblaciones de Barbus altianalis y del recientemente introducido Lates niloticus. En el Níger, como hemos visto, el Lates apareció también en cantidad especialmente en el tramo inmediatamente por debajo de la presa de Kainji (entre Kainji y Jebba), aunque más recientemente menguó su abundancia (Sagua, 1978) en favor de varias especies de Mochokidae, Characidae y Cyprinidae. Chikova se refirió también a la máxima acumulación de peces en el Volga, en las mismas regiones por debajo de las presas. Whitley (1974) explicó este aumento local de la producción atribuyéndolo al agua enriquecida del embalse que, al pasar por las compuertas, lleva consigo zooplancton, insectos y peces. No obstante, este enriquecimiento no dura mucho, y en el Missouri sólo se percibía durante unos 2 km río abajo. Tales concentraciones tienen que ver probablemente sobre todo con la alimentación, pero los peces también se acumulan al pie de las presas que interrumpen sus migraciones, formando la base de ricas pesquerías de aguas de fondo como las descritas por Otobo (1978) respecto a la presa de Kainji.

Los peces pueden ser arrastrados por la corriente fuera de los embalses, sea por las compuestas o por las correspondientes instalaciones de las estaciones hidroeléctricas. Esto suele causarles la muerte por efecto de la descompresión repentina al pasar de las elevadas presiones en el embalse a la baja presión por debajo de la presa.

La constante disminución de las capturas en el río Columbia desde una producción máxima de 22 440 t en 1911 hasta sólo 6 800 en la actualidad se debe sobre todo al cierre del paso a los peces migrantes y a los cambios en las características del flujo del río, más bien que a la pérdida de la zona de anegamiento (Trefethen, 1972). En el río Murray, Australia, las migraciones de 800 km de la perca dorada Plectroplites ambiguus) han sido detenidas también por una combinación de prácticas de ordenación de aguas, tales como presas de control, que han alterado casi todas las características originales del sistema fluvial no controlado (Butcher, 1967). La presa de Sakkur en el lndo no influyó sobre las poblaciones de la especie migratoria Hilsa ilisha, pero la construcción más abajo de la presa de Gulam Mahommed privó a los peces del 60% de sus anteriores espacios de desove. Más arriba en el mismo río, la presa de Tarbela constituye una amenaza para el Tor putitora, un gran ciprínido que migra de las llanuras hasta el pie del Himalaya para criar. Las pobalciones de Hilsa se han agotado en otros varios ríos del subcontinente indio. En el río Godavari, una combinación de presas en el curso superior y entarquinamiento debido a la erosión está confinando a las especies cada vez más en el delta estuarino (Nagaraja Rao y Rajalakshmi, 1976); mediante el embalse de Stanley (Sreenivasan, 1977). También a raíz de la construcción del embalse, el Puntius dubius ha desaparecido del Cauvery y el Tor khudree tiene ahora una distribución mucho más restringida. También en los ríos brasileños, donde la construcción de presas ha sido intensiva en los últimos años, ha decrecido la abundancia de las especies. Muchas de las especies “Piracema” han casi desaparecido del Río Grande y de sus afluentes en el Estado de Sao Paulo, y la Pseudoplatystoma coruscans quedó eliminada del río Tiete poco después del cierre de una serie de presas. En Venezuela, la construcción de la presa de Guri en el río Caroni impidió la migración contra la corriente de muchas especies de bagres pimelódidos, así como del proquilodontio Prochilodus mariae y de Semaprochilodus spp.

En varias regiones se ha observado la importancia que tienen en los grandes sistemas acuáticos los cambios en los sedimentos y los nutrientes transportados por los ríos después de la construcción de presas. Ryder (1978) atribuye la decadencia de la pesca pelágica en el Mediterréneo oriental a la retención de nutrientes en el Nilo dentro del lago Nasser, lo que a su vez ha producido algún aumento en el rendimiento del lago (Fig. 8.4). También hubo aumentos en el lago Manyala en el delta del Nilo, donde la reducción del flujo a causa de la gran presa de Aswan dio lugar al entarquinamiento de los cauces que conectaban el lago con el mar; la masa de agua dulce así formada junto con la eutroficación debida a la contaminación orgánica ha hecho que en años recientes (1962–1973) la población íctica sea mayor que anteriormente (1908–1935) (Shaheen y Youssef, 1979). En el Mar Negro y en el Mar de Azov se ha notado un descenso desastroso de la producción pesquera desde que los principales ríos que allí vierten, el Danubio, el Dniéper y el Dniéster han quedado progresivamente controlados en forma de sistemas de cascadas (Tolmazin, 1979), con lo que se ha reducido la entrada de nutrientes que servían de sustento a extensas poblaciones de peces y mariscos en los mares estuarinos. También se ha reducido la descarga de agua dulce que constituía una capa bien oxigenada sobre las aguas salinas más profundas, no ricas en oxígeno. Análogo empeoramiento de la calidad del agua y de las pesquerías en el Caspio fue el producido por la construcción de las presas del río Volga. Berdicevsky (1975) (en Carre, 1978) puso de manifiesto que si bien el volumen general de capturas seguía siendo el mismo, cambiaba la estructura de la pesca en perjuicio de las especies de más alto valor y en favor de pequeños peces pelágicos de menor interés comercial.

Figura 8.4  Representación regresiva de las capturas anuales de peces en el lago Nasser en comparación con el rendimiento anual de la pesca en el Mediterráneo oriental cuatro años antes. (Según Ryder y Henderson, 1975)

La importancia de las aportaciones de los ríos a los sistemas acuáticos mayores se demuestra también por la influencia del flujo del río sobre la pesca pelágica en el lago Kariba. Marshall (1982) estableció allí unas relaciones muy significativas entre el flujo en la estación húmeda de los tributarios ricos en nutrientes (ríos Gwaai y Sanyati) y la pesca en el año siguiente. Las variaciones del flujo del Zambeze, mayor pero pobre en nutrientes, no influían en la misma medida sobre el volumen de la pesca. Aunque estas relaciones se originaban en un embalse, la elevada magnitud del flujo respecto al volumen hace que las condiciones de los nutrientes se parezcan más a las de un río, Así, por extensión, las fluctuaciones del caudal de tributarios ricos en nutrientes pueden también influir en la productividad de ríos principales más caudalosos pero pobres en nutrientes. Se advierten así los posibles riesgos de que presas en tributarios incluso relativamente pequeños hagan descender la productividad general de un río, un lago o incluso un ecosistema marítimo.

Diques

El dique artificial es un tipo de presa lineal que eleva las riberas naturales para impedir que el agua se derrame lateralmente sobre la llanura. Su consecuencia principal es evidentemente la de cerrar a los peces el acceso a los parajes de alimentación y cría que son necesarios para su supervivencia. Las capturas y la diversidad de las especies disminuyen más o menos igual que con las presas. Al no poder extenderse el agua sobre espacios tan amplios, la sedimentación y la contaminación se concentran en el río y en las aguas estacionarias que puedan quedar, como ha descrito Starret (1972) respecto al río lllinois (Fig. 8.5). La falta de frezaderos hizo que especies como el lucio (Esox lucius), la perca americana (Micropterus salmoides) y la perca amarilla (Perca flavescens) disminuyesen en abundancia en comparación con nuevas especies como Cyprinus carpio que se introdujeron en el sistema. La pesca comercial bajó de 2 613 t en 1950 a 182 en 1973, y la pesca con caña experimentó una reducción similar. Estos efectos se atribuyeron directamente a la pérdida del hábitat y al entarquinamiento después de elevarse en dique del río y de desecarse las tierras bajas (Sparks y Starret, 1975).

Figura 8.5  Esquema demostrativo del impacto del hombre durante un siglo sobre la ecología del río Illinois y dos de sus lagos contiguos cerca de Havana. (Según Starret, 1972)

La fuerza del flujo durante las crecidas aumenta también, de manera que los peces pueden verse arrancados de posiciones protegidas y arrastrados a entornos desfavorables. La construcción de diques en zonas bajas del delta del Danubio ha elevado la proporción de larvas de muchos peces migratorios que son arrastradas por la deriva. En lugar de desparramarse por la llanura para crecer en las aguas estacionarias, son arrojadas al mar. No es de extrañar que las capturas de especies como Alosa pontica, Aspius aspius, Tinca tinca, Blicca bjoerkna y Abramis brama se hayan reducido mucho en relación con otros brazos del río donde no se han construido diques todavía (Zambriborsch y Nguen Tan Chin, 1973). En el Danubio medio, los rendimientos de la pesquería yugoslava han caído de 20 000 t/año a 1 200 t/año después de haberse rodeado la llanura con diques. Bacalbasa observó una pérdida similar en la producción pesquera de los tributarios rumanos del Danubio después de haberse acondicionado para su explotación agrícola las tierras bajas anegables. En este caso no sólo disminuyó la pesca, sino que la población íctica remanente ha quedado dominada por el Carassius auratus gibelio que es inútil para la pesca (Bacalbasa y Popa, 1978). Pérdidas análogas son las descritas por Butcher (1976) en el río Murray, y son una fuente potencial de conflicto cuando se construyan diques en las zonas de anegamiento en las que se apoyan los migrantes de tipo “Subienda” o “Piracema”. Efectos comparables a los de los diques pueden suponerse en los pólderes, que son esencialmente espacios de zona inundable cercados con diques para impedir su inundación incontrolada. De esta manera puede privarse al ecosistema de muchas zonas potencialmente aptas para la cría de peces, especialmente cuando los pólderes son extensos.

En la porción septentrional de pólderes de la cuenca del Atchafalaya, brazo secundario del Mississippi, la ictiomasa es inferior, con 555 kg/ha, a la de la cuenca meridional menos controlada, que tiene 860 kg/ha. La roturación de tierras y la escorrentía agrícola que producen eutroficación contribuyen también al menor rendimiento del Norte, mientras que en los hábitats anualmente inundados del Sur se han mantenido las cadenas alimentarias originales basadas en detritos alóctonos (Bryan y Sabins, 1979).

Gaylagas y Blatneve (1971) atribuyeron la baja fecundidad de la palometa (Abramis brama) a las malas condiciones de desove en las 23000 ha de pólderes de verano, que se construyeron para laborar las depresiones inundables del delta del río Nyamunas. Los pólderes de verano se inundan normalmente durante las crecidas de invierno, pero se vacían durante la primavera. El drenaje excesivamente rápido no permite que las crías de los peces se desarrollen bien, mientras que con una buena ordenación, una ligera prolongación de la fase de fase de anegamiento elevaba en otros años la incorporación de nuevas cohortes, sobreviviendo amplias poblaciones de peces en los canales dentro de la zona acotada. Los Pólderes pueden también inundarse de manera controlada para el cultivo del arroz, para la agricultura de regadío o, como en Venezuela, para obtener reservas de pastos para el ganado. Estas prácticas pueden combinarse con una acuicultura extensiva. Cuando los pólderes ocupan una gran proporción de la llanura, la reducción de la superficie disponible para la expansión de las aguas de crecida puede acelerar el flujo, alterando las condiciones en las restantes zonas inundadas en perjuicio de los peces.

Canalización

A menudo se recurre al canal como sistema para simplificar la complejidad natural del río. Se igualan y se enderezan las orillas en interés de una evacuación del agua más rápida y expedita. Si bien los tramos conalizados de un río pueden proteger una zona particular, su efecto neto es aumentar la energía contenida en el agua haciéndola potencialmente más perturbadora río abajo. Las oscilaciones del flujo se concentran en el tiempo, produciendo riados más breves y elevadas. Los ríos mismos pueden acortarse en cierta medida al atajarse las curvas de los meandros; entre 1980 y 1947 se han arrebatado al Mississippi de esta manera unos 120 km de cauce, y la extensión superficial del agua se ha reducido de 49 250 ha en 1879 a 24 645 ha en 1972. Se han eliminado muchos árboles, y los bosques de la zona de anegamiento descendieron del 76% (1826) al 13% (1972). En cambio, el porcentaje de tierras cultivadas aumentó del 18 al 83% en el mismo período (Burke y Robinson, 1979). La canalización tiene efectos muy parecidos a los de otras medidas de control de las crecidas en lo que respecta a la composición por especies y a la abundancia de peces y otros organismos. En los Estados Unidos, autores como Congdon (1973) y Adkins y Bowman (1976) han comprobado que la canalización de corrientes reduce considerablemente tanto la diversidad de especies como la biomasa en comparación d con los tramos no canalizados del mismo río, y Gorman y Karr (1978) establecieron también que la reducción general en la diversidad del hábitat después de perturbaciones en el ecosistema como la canalización producía una reducción correspondiente en la diversidad y en la estabilidad de la comunidad íctica. Como ejemplos de este efecto, Groen y Schmulbach (1978) Señalaron que la pesca por milla era de 2 a 2.5 veces mayor en los tramos no canalizados que en los canalizados del Missouri. En los tramos canalizados, muchas de las especies mayores como el esturión (Acipenser fulvescens), el pez espátula (Polyodon spathula) y el bagre azul (lctalurus furcatus) han quedado casi eliminados (Burke y Robinson, 1979), y el volumen de la pesca disminuyó en un 80% entre 1897 y 1963. Tarplee el al. (1971) encontraron una ictiomasa media de 174.0 kg/ha en las corrientes no canalizadas y de 55.3 kg/ha en las canalizadas de North Carolina. Jahn y Trefethen (1973) calcularon 632.8 kg/ha de peces en tramos no canalizados, 502.9 kg/ha en ligeramente canalizados y 146.7 kg/ha en fuertemente canalizados del río Blackwater, Missouri, donde la talla media de los peces se reducía también mucho en los tramos canalizados. Muchos organismo aparte de los peces resultan afectados por la canalización, y Bulkley et al. (1976) y Griswold et al. (1978), entre otros, han mostrado que los refugios y la deriva orgánica que constituye la base de la alimentación de los peces se reducen también mucho por entarquinamiento del fondo en los tramos canalizados. Schneberger y Funk (1971) y Schoof (1980) reunieron otras referencias sobre la reducción de la fauna acuática en los ríos de Estados Unidos a causa de este tipo de obras. Schoof descubrió que, además de los efectos sobre los elementos bióticos del sistema, la canalización puede afectar al medio físico desecando los humedales, aislando lagos y meandros del viejo cauce, reduciendo el nivel de la capa freática y su recarga con el agua de la corriente y acelerando el ritmo de sedimentación. Los canales pueden contribuir también a la disminución de la zona inundada desviando el flujo de un río a otro, como en el caso de los trasvases, o evitando las principales, zonas de anegamiento. La mayor obra proyectada de esta naturaleza es probablemente el canal Jonglei, que cuando se termine llevará gran parte del agua del Nilo evitando el Sudd hasta verterlas de nuevo en el río por debajo del pantano de Malakal. Se dispondrá así de mucha más agua para regar la cuenca árida del Nilo, pero los efectos estimados de la alteración del régimen en el Sudd se traducirán en una reducción de la zona de máxima inundación de entre el 26 y el 36% según el régimen hídrico adoptado (Nefit-Babtie, 1984).

Una primera fase del proceso de canalización consiste en limpiar la corriente de tocones, troncos, pedruscos y otros bultos. Con ello se reduce la diversidad del hábitat y se causan muchas pérdidades de peces. Incluso en corrientes torrenciales del noroeste de los Estados Unidos, los hábitats en la zona de anegamiento resultantes de tales bultos representaban del 6 al 29% del hábitat estival para la cría y acogían entre el 55 y el 70% de la población juvenil de salmón coho. En consecuencia, los cauces laterales obstaculizados con troncos tenían una densidad de coho ocho veces superior a la de los cauces que no tenían tales características (Sedell, Yuska y Speaker, 1983).

No todos los cambios producidos por la canalización son perjudiciales para las poblaciones de peces. Por ejemplo, Hesse et al. (1982) observaron que los pedruscos, diques laterales y revestimientos de piedra utilizados para contener el flujo aumentan enormemente la superficie disponible para el perifiton. Esto compensa la falta de organismos alimentarios bentónicos en la corriente acelerada del río.

DESARROLLO Y ORDENACION DE LOS SISTEMAS FLUVIALES CON FINES PESQUEROS

OBJETIVOS Y ESTRATEGIA

Se consideran aquí el desarrollo y la ordenación como aquellas actividades que tienden deliberadamente a organizar los recursos acuáticos vivos, el medio en el que viven y las comunidades humanas asociadas con ellos. La naturaleza de estas actividades depende de una serie de factores, tales como la finalidad para la que se van a utilizar los recursos, los objetivos de la ordenación, el tipo de comunidad íctica y el grado de desarrollo de la sociedad en que se realiza la ordenación. Las estrategias para la ejecución efectiva de los planes de ordenación tienen también que concebirse en distintos niveles. A nivel de la cuenca, deben establecerse las prioridades entre una serie de usos en pugna, de los cuales la pesca es sólo uno. A nivel de la pesquería, tal vez hay que adjudicar el recurso entre varios grupos interesados y aplicar técnicas de gestión directa para controlar el tipo y la cantidad de peces capturados. A nivel de la comunidad íctica pueden emplearse ciertas medidas de gestión para mejorar la productividad. De manera más indirecta, pueden ordenarse las pesquerías favoreciendo los cambios sociales o desarrollando nuevos tipos de pesca.

Objetivos

Se consideran aquí como objetivos, en contraposición a los usos, aquellos criterios socioeconómicos en los que se apoya el proceso de planificación. El primer nivel de decisión es la asignación de los recursos entre varios usos posibles. Tales decisiones suelen obedecer a presiones sociales o económicas. Por ejemplo, si bien la producción de pescado para la alimentación puede tener una alta prioridad en todo el mundo en desarrollo, la ganancia de divisas mediante la exportación de artículos de lujo puede considerarse más importante. También en los países industrializados las pesquerías comerciales del pasado han dado paso muchas veces a intereses deportivos. Las formas de acceso son importantes en las pesquerías recreativas, y la apertura de los recursos a todo el público o su restricción a cierto grupo es una cuestión que preocupa mucho al administrador de una pesquería recreativa. Varios objetivos principales se replantean siempre en los planes de desarrollo y ordenación de las pesquerías comerciales: primero la producción de la máxima cantidad de alimentos a un precio adecuado, segundo el mantenimiento de la calidad de la pesca, tercero la creación de empleo y cuarto la elevación del nivel de vida de la comunidad de pescadores. Estos objetivos están a menudo en conflicto entre sí, y el logro cabal de uno impedirá la realización de los demás. Por ejemplo, la producción de la máxima cantidad de proteínas de pescado a buen precio sólo puede hacerse a expensas de la calidad del pescado y generalmente del bienestar de los pescadores. Por otra parte, la limitación del acceso a la pesquería reduce las oportunidades de empleo pero eleva el rendimiento económico de la pesquería. Habrá pues que tomar una decisión sopesando los diversos objetivos para dar una orientación más realista a los planes de explotación.

Uno de los conceptos más comunes para la regulación de las pesquerías es el de rendimiento máximo sostenible (RMS), según el cual toda población de peces tiene un excedente constante de producción que la pesquería puede retirar anualmente. El concepto es aplicable principalmente a poblaciones simples cuya abundancia es relativamente independiente de los cambios en el entorno. Pocas pesquerías fluviales presentan esta situación típica, y el concepto introduce graves debilidades económicas por cuanto para alcanzar el RMS los gastos realizados exceden de los ingresos añadidos por la intensificación del esfuerzo. Recientemente, el RMS se ha desacreditado también algo desde el punto de vista de la dinámica de la población. La búsqueda de un concepto sustitutorio ha sido infructuosa, y el RMS se cita todavía vagamente para referirse a la capacidad productiva general de una pesqueria. El concepto es inadecuado en particular para las pesquerías fluviales que se basan en comunidades de varias especies, en las cuales el modelo descrito es mas aplicable. Para ilustrar la interacción entre los objetivos seleccionados y la planificación, pueden considerarse tres puntos críticos en la curva de rendimiento de la Fig. 7.15.

A.  Representa una estrategia basada en la explotación de la pesquería en orden a unas pocas especies de alto valor únicamente. Supone alguna pérdida en las capturas potenciales totales y una gran limitación en las oportunidades de empleo, pero coincide a menudo con el valor máximo para cada uno de los pescadores que mantienen un alto nivel de capturas por unidad de esfuerzo de un producto muy cotizado. La pesquería ha de regularse estrictamente para mantenerse un tiempo prolongado en esta situación.

B.  Representa una transacción en la que las capturas son máximas sin dejar de conservar una calidad aceptable. El bienestar de los pescadores es alto, pero el acceso a la pesquería ha de limitarse. En la práctica, la pesquería no consigue en general permanecer mucho tiempo en este punto, pues la presión social empuja hacia la derecha de la curva.

C. Representa el otro extremo. Ofrece el máximo de empleo y un rendimiento casi máximo en proteínas, pero un producto de baja calidad y un bajo nivel de bienestar individual. No obstante, dada la naturaleza de la curva de capturas por unidad de esfuerzo, en la que tales capturas decrecen y el esfuerzo se intensifica, el bienestar de los pescadores no puede descender excesivamente si se compara con el punto D por ejemplo. Esta estrategia acepta el riesgo que conlleva el empujar a la comunidad íctica hasta cerca de sus límites de tolerancia, de manera que cualquier presión suplementaria, perturbación ambiental o cambio climático pueden destruir prontamente el frágil equilibrio y provocar el colapso de la comunidad.

Como obviamente es más difícil, por razones socioeconómicas y biológicas, que la pesquería se mueva de la parte derecha a la parte izquierda del modelo, es muy conveniente fijar los objetivos con previsión para no tener que llegar inesperadamente a una situación en que las opciones sean limitadas. Además, como los efectos de los cambios producidos por el hombre en el ecosistema tienden a acelerar el proceso de agotamiento de la pesca, los cambios previsibles en la calidad y la cantidad del agua deben tenerse también en cuenta al fijar los objetivos.

Usos de los recursos pesqueros

Las diversas especies fluviales de peces pueden utilizarse con varios fines.

a) Alimentación: Es, con mucho, el uso más generalizado e importante de los recursos pesqueros, especialmente en las regiones tropicales y subtropicales alejadas de la costa, en las que los peces de agua dulce aportan una importante proporción del total de proteínas animales ingeridas. Pueden capturarse los peces adultos para su consumo directo, y también es posible capturarlos en la fase de juveniles o alevines para repoblar otras masas hídricas o para criarlos en estanques o jaulas sumergidas mediante varias técnicas de acuicultura. La mayoría de los ríos del mundo contienen poblaciones de peces que se utilizan en mayor o menor medida para la alimentación, pero estas pesquerías suelen estar dispersas y tienen rendimientos relativamente bajos en cualquier punto. En cambio, la mayoría de las grandes zonas laterales de expansión, cuando hay amplias llanuras inundables, mantienen pesquerías intensivas que son de las más productivas del mundo. La localización de éstas se indica en las Figs. 1.13 a 1.19. Es difícil separar la producción fluvial de la lacustre y de la acuicultura intensiva en estanques en cualquier región geográfica. Parece prudente, no obstante, suponer que alrededor de la mitad de la producción mundial de las pesquerías continentales de 8.6 millones de toneladas (estimación de 1983) procede de aguas corrientes, de sus zonas de anegamiento y de la acuicultura vinculada a las tierras inundadas para el cultivo del arroz u otros fines. En Africa, efectivamente, algo menos de la mitad de la producción de 1.4 millones de toneladas se atribuye a esas fuentes (Welcomme, 1979), y en América del Sur la mayor parte de las 323 000 toneladas procede de los ríos, ya que hay allí muy pocos lagos. La mayor proporción, con gran diferencia, de la pesca continental se obtiene en Asia, y en particular en China, donde son corrientes varios tipos de acuicultura extensiva, aunque también hay pesquerías fluviales. La cría de peces en los arrozales está muy difundida en toda Asia sudoriental, y la producción combinada de los principales ríos como el Ganges, el Brahmaputra, el Mekong y el lndo asciende aproximadamente a 1.25 millones de toneladas.

b) Deporte: La pesca recreativa es sobre todo corriente en los países industrializados de las zonas templadas, aunque este tipo de utilización se está difundiendo ahora por otras zonas del mundo fuertemente industrializadas. A menudo es difícil trazar los límites entre la pesca recreativa y la utilitaria, ya que la mayor parte del producto de la pesca deportiva se come igualmente, aportando un valioso complemento de alimentación. Hay además a veces un elemento recreativo en las pesquerías de subsistencia, incluso en economías no industriales. Las pesquerías deportivas y comerciales se disputan a menudo los mismos recursos y, como el valor del mismo pez es bastante más alto en la pesca deportiva que en la comercial, se tiende a favorecer los intereses recreativos con la consiguiente merma de las capturas comerciales.

c) Ornamento: La belleza y el comportamiento interesante de muchas de las especies ícticas fluviales, en particular las de los trópicos, junto con su tamaño, ha favorecido su uso ornamental o como distracción. Varios cientos de especies se capturan regularmente o se cultivan para la exportación, aportando unos ingresos pequeños pero importantes a algunas comunidades de pescadores. La magnitud del comercio mundial de peces de acuario ha sido descrita por Conroy (1975) y por el Centro de Comercio Internacional (1979), de cuyos informes resulta que se capturan grandes cantidades para compensar las pérdidas por enfermedad y moralidad durante el transporte. Colombia, por ejemplo, exportó unos 10 millones de peces en 1974, Perú 15 millones, Brasil 3.5 millones, Venezuela 10 millones, todos ellos de las cuencas del Amazonas y del Orinoco. Como las moralidades entre la captura y la exportación oscilan entre el 50 y el 70%, esto representa una captura de por lo menos 70 millones de peces, retirados la mayoría de ellos de entornos limitados como estanques o charcas y pequeños afluentes. Se han denunciado ya en algunos países desaparicions locales de especies a causa de la explotación excesiva. Para compensar esta pérdida, y para reducir los costos de captura y recogida en la naturaleza, muchas de estas especies se cultivan ahora en aguas templadas adecuadas. La transferencia y la difusión de las especies al escaparse los peces de tales criaderos ha dado lugar a que varias de las formas más comunes estén distribuidas por toda la zona tropical.

d) Otros usos: Hay una serie de usos menos importantes de las especies ícticas fluviales, entre ellos la lucha contra los vectores de enfermedades; peces como Gambusia o Lebistes se han introducido para combatir las larvas de mosquito. Otras especies, tales como Ctenopharyngodon idella, han sido transferidas a muchos lugares para contener la indeseable vegetación acuática.

Fases de desarrollo

Pueden distinguirse cuatro fases principales en la evolución de los sistemas fluviales y de sus pesquerías, que requieren diferentes enfoques de investigación y ordenación (Figura 8.4); entre cada fase de desarrollo y la siguiente, tres puntos de transición parecen importantes. El primero de ellos es la introducción de la agricultura sistemática en la zona ribereña, que marca el final de la fase de naturaleza virgen. La agricultura requiere por lo menos algún intento de avenamiento y regulación de las zonas inundables y puede implicar también alguna extración de agua o desviación de corrientes. Al elevarse la capacidad de sustentación de la cuenca, aumenta la población y crece la presión de la pesca hasta que produce un efecto perceptible sobre la ictiomasa. El segundo punto de transición parece llegar con la instalación de estructuras de control de inundaciones que empiezan a modificar las crecidas, represar el agua en las corrientes de orden inferior y restringir la zona anegada disponible para la pesca. En esta fase, la explotación de la ictiofauna es muy intensiva y sus efectos, unidos a las tensiones producidas por las modificaciones del entorno, pueden traducirse en cambios rápidos en la composición por especies y en la abundancia. El último punto de transición se alcanza con la instalación de una o más presas en el curso del río, las cuales cambian la naturaleza de los tramos por debajo de ellas, que pasan de ríos de crecida a ríos de caudal constante con la consiguiente pérdida de gran parte de la superficie anteriormente inundada. Las cuatro fases enunciadas no constituyen necesariamente una secuencia evolutiva, aunque la mayoría de los ríos de Europa y de América del Norte han recorrido sucesivamente estas etapas hasta llegar a su situación actual muy controlada. Análoga suerte espera a muchos ríos tropicales, pero otros ríos permanecerán inevitablemente en una fase de modificación ligera o extensiva sin llegar nunca a un control total. Tampoco transcurre el proceso de desarrollo necesariamente a un ritmo uniforme a lo largo de todo el río. En efecto, en muchos grandes sistemas fluviales, como los del Danubio o el Mekong, los diversos sectores o tributarios pueden encontrarse en distintas fases de desarrollo.

Las cuatro fases propuestas corresponden aproximadamente a las presentadas por Yos y Tendron (1981) (Figura 3.7) para los ríos europeos. Scudder y Conelly (1984) propusieron una serie similar de categorías sobre la base de criterios socioeconómicos que es en cierto paralela a la clasificación anterior. Las cuatro categorías son:

a) Básicamente de subsistencia; los métodos de pesca se limitan a artes y aparejos de fabricación local, y hombres y mujeres participan en la pesca. Los pescados se consumen enteramente dentro de los límites de la comunidad de pescadores.

b) Comercialización incipiente; los métodos de pesca están todavía diversificados, pero se utilizan hilos y artes más modernos. La división del trabajo es más marcada, pescando los hombres y ocupándose las mujeres de las actividades de apoyo. Suele producirse un excedente suficiente para que una parte de la pesca se venda fuera de la comunidad.

c) Básicamente comercial; redes de enmalle y de cerco son ahora los artes de pesca más comunes, y los métodos tradicionales prácticamente desaparecen. La pesquería se orienta casi exclusivamente hacia mercados exteriores a la región.

d) Marginación creciente de las comunidades tradicionales; periodo marcado por el descenso de las capturas totales y la decadencia de la pesquería, correspondientes al agotamiento de los recursos.

ORDENACION DEL ENTORNO FLUVIAL

Actualmente se aspira cada vez más a dominar los ríos y controlar sus crecidas para que sus cuencas sean más productivas en el plano agrícola y más seguras en cuanto a su habitabilidad. Culesquiera que sean los beneficios y los éxitos a largo plazo de estos intentos, tienden a modificar el entorno acuático de tal manera que se perjudica a las poblaciones de peces. Si los ríos han de seguir produciendo peces, de tal manera que se perjudica a las poblaciones de peces. Si los ríos han de seguir produciendo peces, tiene que ser dentro de un marco enteramente diferente del de las pesquerías tal como se practican en ríos no modificados.

Conservación del sistema natural

La biología la ecología de la mayoría de los peces que habitan en los ríos revelan que éstos son muy sensibles a las modificaciones del ciclo de crecida y a los cambios ambientales que se producen en los ríos modificados. Para conservar algo de la diversidad natural de las poblaciones ícticas hay que mantener algunas zonas en su estado natural, y es de esperar que al planificar el uso de la tierra en una cuenca fluvial se tomará en consideración la asignación de tierras o de algunos sistemas fluviales para formar reservas adecuadas. Como se ha expuesto, varios tipos de obras de ingeniería agrícola y de construcción interfieren también en el proceso natural de las crecidas. Las políticas de ordenación implican pues la planificación del uso de la tierra en el conjunto de la cuenca fluvial. Diques, pólderes y terraplenes de vías de comunicación impiden que el agua llegue a las depresiones de la llanura, y el agua restante queda encerrada en los cauces principales de tal manera que modifica su flujo. Una parte esencial de la planificación de pesquerías, por lo tanto, consiste en cuidar de que queden libres de tales estructuras aquellas zonas laterales de expansión que se destinen a reservas. Un segundo aspecto importante es la disponibilidad de agua suficiente para producir una crecida que tenga las características necesarias para la reproducción de las especies de peces. Es una cuestión tanto de cantidad como de oportunidad en el tiempo, que tienen que basarse en un buen conocimiento de la bilogía de las especies ícticas de que se trate. En algunos sistemas se han probado sueltas controladas de agua, y en el río Pongola una serie de crecidas experimentales han llenado con éxito las lagunas y han facillitado la cría de as especies que lo pueblan (Coke y Pott, 1970; Phelines, Coke y Nicol, 1973). Análogamente, se ha soltado suficiente agua del embalse del río Shire para llenar las lagunas de los pantanos del Elefante y Ndinde, con resultados satisfactorios para las pesquerías. Kenmuir (1976) comprobó que los juveniles de varias especies de peces, entre ellos Clarias gariepinus, Brycinus imberi, B. macrolepidotus, Labeo altivelis,L. cylindricus,Eutropius depressirostris, Synodontis zambeznsis,Oreochromis mortimeri y Tilapia rendalli, aparecían en las lagunas de la zona de anegamiento de Mana del río Zambeze después de las sueltas de agua del embalse de Kariba. Además observó adultos sexualmente activos de estas especies trasladándose a la llanura durante las sueltas de agua que correspondían a la época en que el Zambeze normalmente crecería. Concluyó por consiguiente que la cuelta artificial de agua (crecidas simuladas) puede estimular la actividad reproductiva en los peces de río siempre que tenga lugar durante el periodo de crecida que era normal.

Las correlaciones entre el reflujo de las aguas y las capturas que se han detectado en algunos ríos de llanura, así como las predicciones teóricas mediante la simulación de Welcomme y Hagborg (1977) indican que la ictiomasa y el rendimiento no dependen úncamente de la superficie anegada sino que varían también función de la cantidad de agua retenida en el sistema durante la estación seca. por ello, el déficit de capturas después de una reducción de la superficie anegada puede compensarse aumentando la superficie de agua remanente, siempre que las crecidas reducidas sigan teniendo lugar en la época adecuada. Cuando se planifican actividades de ordenación de aguas que han de provocar la pérdida de superficies de anegamiento, puede considerarse desde principio el establecimiento de grandes masas hídricas permanentes. Es muy probable que la comunidad de peces de los sistemas administrados de esta manera experimente cambios en la composición por especies, verosímilmente en favor de los peces oscuros, de modo comparable con los embalses ordinarios.

La ordenación del sistema natural no debe limitarse a la zona de anegamiento, sino que ha de extenderse río arriba y río abajo como parte de las operaciones en toda la cuenca. Como hemos visto, las actividades en las cabeceras de la cuenca pueden alterar el contenido de sedimentos, la escorrentía y las modalidades del flujo en el sector del potamón, a menudo con consecuencias de gran alcance para la pesca. lgualmente, la contaminación o el represamiento aguas abajo pueden impedir a los peces el ascenso hasta las zonas de anegamiento para alimentarse o criar.

Estructuras para mejorar la corriente

Diversas estructuras pueden utilizarse para restaurar formas más naturales cuando éstas han sido destruidas o para estabilizar los cauces de los ríos al mismo tiempo que se mantiene la diversidad de hábitats en ellos. Aunque tales estructuras tienden a mermar la efectividad de los cauces modificados con fines de avenamiento, riego, control de crecidas, etc., pueden utilizarse con mesura para mejorar la productividad biológica de los sistemas fluviales.

Según Swales O'Hara (1980), existen tres categorías principales:

a) estructuras que retienen o modifican el flujo;
b) estructuras que suministran una cubierta directa;
c) mejoramientos de los parajes de desove.

Estructuras que retienen o modifican el flujo

Durante muchos años se han utilizado tradicionalmente espigones o escolleras para mejorar las corrientes salmoneras, consiguiéndose así introducir una sinuosidad artificial en un cauce rectilíneo. También sirven para formar repuntes del flujo en la estela que dejan aguas abajo y, por derrubio y sedimentación, ayudan a restablecer las secuencias de charcas y rabiones a lo largo cauce. Como una secuencia charca-rabión se presenta típicamente a intervalos de cinco a siete anchuras del cauce, tales dispositivos deben instalarse con esa separación entre ellos. Los azudes o barreras bajas y las redes son todavía más eficaces para reestructurar el lecho del río creando secuencias charca-rabión. Ambos tipos de dispositivos deben ir unidos a la estabilización de las orillas para impedir la erosión selectiva por obra de la corriente desviada. El uso de una estructura de este tipo no se limita a los tramos ritrónicos de los ríos. Burke y Robinson (1979) y Schick et al. (1982) han descrito varias estructuras que se han utilizado para restaurar la diversidad de hábitats en sectores potamónicos canalizados de los ríos Missouri y Mississippi, tales como las siguientes: i) Diques mellados, con porciones de barreras transversales más bajas que el resto de las estructura. Permiten que el agua fluya a través de la barrera favoreciendo la formación de cauces laterales o conservándolos o impidiendo nuevos aterramientos. ii) Estructuras poco elevadas, que quedan por debajo de la superficie del agua la mayor parte del tiempo y que impiden la formación de islas que pudiesen sustentar vegetación. Ayudan también a diversificar las profundidades, en particular al hacer que se forme una charca profunda aguas abajo. iii) Estructuras extentas, es decir diques que no se apoyan en la orilla; una variante, los diques de tabique, se disponen oblicuamente en relación con la corriente. Tales estructuras favorecen la formación de una serie de cauces secundarios y crean más espacio ribereño. iv) Dispositivos de cierre con plano inclinado se colocan de tal manera que los brazos laterales, lagos contiguos, etc. se mantienen en contacto con el cauce principal. También contrarrestan el aterramiento constante y la pérdida de frezaderos. En conjunto, estas estructuras parecen ser útiles para aumentar la diversidad del hábitat y, aunque no hay pruebas directas de un aumento en la biomasa que en todo caso sería difícil de detectar en un río tan grande, varias especies muestran realmente claras preferencias dentro del nuevo ecosistema más rico.

Estructuras que ofrecen una cubierta protectora

En su forma más primitiva, estas estructuras consisten en objetos fijos o flotantes que dan sombra como sustitutivos de una cubierta vegetal que falta en los cauces mayores del río. Objetos sumergidos pueden también cumplir esa función. Troncos, pedruscos, ramas, etc. pueden colocarse contiguos a la orilla, práctica seguida por muchas pesquerías tropicales para crear parques de maleza o masas de vegetación artificiales o ancladas.

Por la importancia demostrada de los tocones y otros grandes restos orgánicos para mantener la diversidad del hábitat en ríos pequeños medianos (órdenes 1 a 4), Sedell el al. (1982) propusieron que, cuando se creen cauces, se reintroduzcan artificialmente tales estructuras, o bien se permita que se acumulen para aumentar la productividad de tales aguas.

Mejoramientos en los frezaderos

Se han intentado varios sistemas para mejorar la composición del fondo en atención a los peces que desovan sobre grava, en particular cuando el entarquinamiento ha conducido a la pérdida del sustrato normal. Estos métodos consisten a menudo en la agitación mecánica o hidráulica de la grava para lavar los sedimentos depositados, aunque también se ha probado la sustitución material de sustrato, más costosa y trabajosa. Letichevsky (1981), por ejemplo, cita el éxito de la reconstrucción de los frezaderos en sustrato arenoso de Stenodus leucichithys en el curso inferior del Volga, que ha servido para prescindir de un programa más costoso de cría y almacenamiento intensivos de alevines.

Pasajes para peces

Una de las soluciones que se suelen proponer para los atascos migratorios causados por las presas es la construcción de escalas o pasajes para peces similares a los que funcionan tan satisfactoriamente para los salmones en los ríos templados de hemisferio norte. En algunos casos, se han instalado con éxito pasajes para peces en los trópicos. Uno de ellos, en Cachoeira de Emas, río Mogi Guassu, ha funcionado desde 1936 sin que se adviertan efectos en detrimento de la población íctica. Muchas especies de caracinos suben saltando una serie de escalones someros. Los silúridos, que no saltan, superan la presa en su migración a través de túneles especiales. También las diversas escales para peces en las presas de los ríos Tigris y Eufrates han sido utilizadas con éxito por muchas de las especies migratorias de ciprínidos de esos ríos (FAO/NU, 1956). Asimismo los pasajes para peces en las pesas construidas en los afluentes himalayos del Ganges parecen funcionar debidamente para las Tor spp. y las grandes carpas de la India, hasta el punto de que las cámaras superiores de las escales se utilizan a menudo como trampas para peces.

La mayoría de los intentos de utilizar escalas para peces con especies tropicales han tenido menos éxito. Bonetto el al (1971) sostuvieron que las escales para peces construidas para evitar una serie de presas en el Caracana, afuente del Paraná, eran muy deficientes, y que el Salminus maxillosus, una de las principales especies migratorias de la cuenca, era incapaz de enfrentarse con ellas. Bonetto (1980) repitió su opinión pesimista al formular previsiones de rendimiento de las escales para peces que debían instalarse en las presas de Salto Grande y yaciretá, aunque la experiencia ulterior con los elevadores Borland instalados en la presa de Salto Grande ha revelado que algunas especies los utilizan efectivamente para trasladarse río arriba, entre ellas Salminus maxillosus, Pseudoplatystoma coruscans, Colossoma mitrei, Doras spp. Oxydoras spp y Prochilodus platensis. Las escalas para peces instaladas en la presa de Markala en el Níger tampoco han cumplido satisfactoriamente la función para la que se destinaban. Enormes cantidades de peces quedaban bloqueados en su migración río arriba con aguas bajas, aunque algunos conseguían pasar. Las pesquerías por encima de la presa decayeron considerablemente desde que esta se cerró, ya que esos tramos reponían su ictiomasa con los peces que venían del delta central. El fracaso de la escala fue atribuido por Daget (1960) a su insuficiente capacidad, en vista del grandísimo número de peces que pretendían pasar por ella. Además, la migración de las especies afectadas era un simple movimiento de dispersión más bien que una migración para la reproducción, por lo que el estimulo para superar obstáculos era posiblemente bajo. El fracaso de las escalas convencionales para salmónidos en muchos ríos tropicales no es sorprendente, en vista de los complejos factores de comportamiento que contribuyen al funcionamiento de tales estructuras. Se ha comprobado, por ejemplo, que la forma de la ola permanente por debajo de los vertederos es esencial para que el salmón pueda desarrollar una velocidad suficiente para salvar la cresta del vertedero. Es de suponer que otras especies pueden tener otros condicionamientos, que es preciso instalar antes d decidir la instalación de los pasajes para peces. De cualquier modo, el establecimiento de un pasaje o una escala para facilitar el movimiento de los peces contra la corriente sólo se justificaría cuando la migración fuese absolutamente esencial para mantener las poblaciones ícticas.

ADMINISTRACION DE LOS RECURSOS PESQUEROS

En principio, una pesquería explota una comunidad que, en su estado primigenio, existe en cierta situación de equilibrio consigo misma y con el entorno. En circunstancias normales, puede suponerse que tal comunidad tiende a una productividad biológica máxima, y tal tendencia continuará al ser sometida a un nivel razonable de explotación. En tal situación, la manipulación de la cominidad añadirá muy probablemente poco o nada al rendimiento de la pesquería. Hay dos circunstancias, no obstante, en las que tales intervenciones pueden ser convenientes. Primero, cuando la comunidad íctica carece de algún elemento para explotar un recurso alimentario o un hábitat (es decir, un “nicho vacante”), puede considerarse aconsejable introducir una o más especies nuevas en el río. Segundo, cuando la comunidad de peces en conjunto o algún elemento preferido de ella padece una presión pesquera excesiva, puede adoptarse una política de reposición de poblaciones.

Introducción de nuevas especies

Mientras no han sido modificados, casi todos los ríos mantienen comunidades de peces de suficiente diversidad para ocupar la mayoría de los nichos tróficos y espaciales disponibles. No obstante, existen algunos sistemas que por razones zoogeográficas tienen faunas pobre o incompletas. Además cunado los sistemas se modifican ciertas especies indígenas tienden a desaparecer mientras que otras ocupan su lugar. Esto se advierte sobre todo en los embalses, donde muchas de las especies fluviales migratorias se pierden poco después, donde muchas de las especies fluviales migratorias se pierden poco después de la estabilización del flujo. En muchos ríos, especies que se adaptan bien a las nuevas condiciones faltan en la fauna original, y para poner remedio a ello puede ser preciso introducir especies adicionales de otras cuencas fluviales. En algunos casos se han realizado introducciones de manera indiscriminada, y se ha culpado a especies como al carpa (Cyprinus carpio) o el Oreochromis mossambicus de la degradación del ambiente o de la estructura de la comunidad íctica. A éstas y a otras, por ejemplo Salmo gairdneri, se ha atribuido la eliminación de recursos indígenas a veces delicados, como las asociaciones faunísticas irrepetibles del nordeste de California (Cooper, 1983) o los galáxicos indígenas y Protroctes oxyrhynchus de Nueva Zelandia. Tales casos surgen a menudo cuando ha hibido una perturbación temporal del entorno que puede haber dado lugar a la eliminación de la especie de todos modos. Las presencia de especies introducidas puede considerarse entonces un aventaja, ya que pueden colonizar los hábitats perturbados y mantener o aumentar así la diversidad de especies (Leidy, 1983). Peces de ese tipo, que figuran entre los elementos principales para la acuicultura intensiva, se abren paso hacia masas hídricas naturales por suelta accidental desde estanques de cultivo. Toda introducción de una especie nueva en la ictiofauna de un río debe ir precedida, por consiguiente, de un cuidadoso análisis de sus posibles consecuencucias. Los procedimientos para tal análisis han sido definidos por EIFAC/CECPI (1984)

Aunque hay que censurar la transferencia generalizada o masiva de nuevas especies, el gran éxito de esas mismas especies bajo otras circunstancias permite apreciar el papel de unas introducciones debidamente estudiadas. La moderna acuicultura se basa en un número relativamente pequeño de especies introducidas, los cílidos han sido valiosísimos para elevar el rendimiento de los embalses asiáticos (Fernando, 1976) y la carpa común mantiene las pesquerías en muchos ríos muy eutroficados. Una de estas transferencias típicas con éxito es la de carpas chinas al río Amu Darya. Una combinación del Ctenopharyngodon idella, que se alimenta de macrofitas, con los consumidores de plancton Mylopharyngodon piceus, Hypophthalmichthys molitrix, Aristichthys y Parabramis pekingensis colonizó el sistema, incluido el contiguo canal Kara Kum, sentando así las bases para una próspera pesquería.

Repoblación

Hay tres motivos principales para la repoblación:

a) La repoblación para mantener la producción frente a una explotación intensiva;

b) La repoblación para paliar o compensar los efectos negativos de alguna actividad en la cuenca fluvial;

c) La repoblación para aumentar la producción a partir de determinados componentes del sistema acuático, generalmente mediante acuicultura extensive o explotación de criaderos.

Exceptuadas las corrientes trucheras y algunas pesquerías deportivas de las zonas templadas, la repoblación sistemática de los ríos para mantener o mejorar sus ictiofaunas no es todavía una práctica corriente. En efecto, es más frecuente que los ríos sirvan de fuente de suministros de juveniles y alevines para repoblar los embalses y las instalaciones de piscicultura. Se han estudiado detenidamente las condiciones para el éxito de una repoblación con salmónidos, y sen han deducido reglas prácticas sobre el número y la edad de los peces que se han de introducir en diversos tipos de aguas (EIFAC, 1982). Menos conocidas son las condiciones e incluso la justificatión para la repoblación con otras especies, y en muchos casos las prácticas actuales parecen arbitrarias y contraproducentes. Hay amplias perspectivas para la expansión de las repoblaciones como instrumento para la explotatión de los sistemas fluviales.

ORDENACION DE LA PESQUERIA

Tradicionalmente se recurre a varias prácticas para el control de la pesqueria. En general, consisten en la limitación directa o indirecta del número de pescadores controlando el acceso a los lugares de pesca, el establecimiento de períodos de veda o la regulación de los emplazamientos o los tipos de artes de pesca (Fig. 8.6.). Por lo común, los intentos de control legislativo directo se traducen en programas policiales costosos y a veces opersivos, mientras que un manejo menos directo de las fuerzas económicas que actúan sobre la pesqueria puede ser más eficaz. Cualquiera que sea el enfoque adoptado, si los controles no corresponden a las realidades biológicas de la comunidad íctica, los intentos de regulación de la pesqueria serán contraproducentes.

Regulación del acceso

Como se indica en la Fig.7.13, las capturas totales son función del número de pescadores que operen en el río. Además, el pescador artesanal aislado parece tener una capacidad de pesca limitada, en la medida en que es físicamente capaz de retirar del sistema sólo una cierta cantidad de peces al año. Teniendo esto en cuenta, la solución que parece más atractiva en este tipo de pesqueria es simplemente una restricción del número de pescadores que operen en cierta región. Este control de acceso mediante un sistema de licencias es uno de los más importantes medios de que dispone la administractión, especialmente en pesquerías comerciales o recreativas. Una técnica complementaria, la de fijar cupos de captures para cada pescador, plantea problemas de ejecución en las pesquerías artesanales, pero puede ser práctica cuando se adoptan sistemas industrializados más intensivos. Muchos sistemas tradicionales practican también formas de limitación del acceso permitiendo sólo a ciertos grupos de la comunidad dedicarse a la pesca. En muchos ríos, especialmente en Asia, este control se consigue dividiendo el río y la llanura en sectores, que se subastan cada año entre pescadores individuales o grupos de pescadores. La tarea de vigilar el sector arrendado incumbe entonces a los grupos de pescadores. El arriendo de tramos de río a pescadores por tiempo limitado ha sido criticado por estimarse que un grupo que tenga sólo la posesión temporal de la pesqueria tratará de obtener el máximo provecho dentro del tiempo disponible, lo que puede llever a prácticas ruinosas si la ictiomasa se explota hasta el agotamiento. Por otro lado, cuando se poseen unas zonas por tradición o por contrato durante varios años como en muchas partes de Africa, los pescadores pueden administrar prudentemente los recursos y desarrollar la pesqueria. Finalmente, una forma más indirecta delimitar el acceso suele ser la de regular las condiciones económicas de la pesqueria de manera que se disuada a los pescadores de incorporarse a ella. Esto puede hacerse en forma de impuestos, limitación de los precios de la pesca o regulación de los suministros de artes de pesca, medios todos ellos que apuntan a reducir los ingresos netos de los pescadores.

Lamentablemente, la regulación del acceso a la acceso a la pesqueria por procedimientos tradicionales o planificados tiende a ceder bajo la presión de unas condiciones socioeconómicas inestables. Esto ocurre particularmente cuando hay una elevada tasa de desempleo rural y muchos campesinos sin tierras, y la pesca se considera como una ayuda que atrae a muchos recién llegados sin formación hacia las pesquerías.

Figura 8.6  Diagrama de las relaciones entre las principales técnicas de ordenación de pesquerías

Aumento de la capacidad productiva de los pescadores

Es posible aumentar de varias maneras la capacidad productiva de los pescadores individuales. La introducción de nuevos artes de pesca o el perfeccionamiento de los existentes permiten capturar más cantidad de peces de especies más variadas. Unos materiales mejores hacen que los aparejos sufran menos daños, invirtiéndose menos tiempo en su mantenimiento y más en los caladeros. Un buen diseño de las embarcaciones y su motorización ahorrarán tiempo en las idas a los caladeros y el regreso de ellos. Esta evolución histórica ha ocurrido ya en muchos ríos, primero con la introducción de redes de enmalle, redes de cerco y esparaveles perfeccionados, segundo con la introducción de cuerdas y redes de nailon, y tercero con la adopción del motor fuera de borda. También hay pesquerías en que los métodos tradicionales, especialmente los basados en barreras transversales para capturar a los peces migrantes, son tan eficientes como las técnicas más modernas que pretenden remplazarlos. La efectividad de la pesquería puede estar condicionada asimismo por la accesibilidad geográfica o por la insuficiencia de las instalaciones para el tratamiento, que limitan el volumen de la pesca que se puede manipular. Por estas razones, algunas pesquerías operan por debajo de su plena capacidad. Sin embargo, la eficiencia de muchos de los artes de pesca tradicionales y modernos mejorados es tal que en algunos sistemas fluviales se han arruinado las poblaciones de peces, mientras que otras están próximas al grado máximo de explotación, cuando no se sobrepasa de hecho ese límite. Por consiguiente, no parece procedente en muchos casos mejorar la eficiencia de los pescadores, medida que debería considerarse más bien como una sintonización de la pesca al desarrollo de otros sectores. Con otras palabras, en regiones donde hay una fuerte demanda de empleo rural es probablemente aconsejable restringir la introducción de métodos más eficientes y prestar más atención a mejorar la comercialización y otros servicios de apoyo. En tales circunstancias, si se introducen mejores artes de pesca, la mayor eficacia se contrarresta con una disminución de las capturas por unidad de esfuerzo al reducirse la población íctica, o bien los pescadores menos prósperos y hábiles, que no pueden usar los nuevos artes o adaptarse a ellos, se ven obligados a abandonar la pesquería. Al progresar por otra parte la economía general de un país, tiende a retirarse la mano de obra del sector rural, incluida la pesca. En tales casos, las pesquerías han decaído porque los pescadores desertan de su professión, que de todos modos es cada vez menos rentable. Un rápido aumento de la eficiencia individual de unos pocos pescadores puede entonces hasta cierto punto detener la decadencia y asegurar un nivel de vida razonable a quienes prefieren seguir en la profesión.

Epocas de veda

Por la índole de su biología, la mayoría de las pesquerías fluviales tienen sus propias épocas de veda. En la llanura inundable, la veda dura desde que la crecida supera el nivel de cauce lleno hasta su culminación, época en que la población de peces está demasiado dispersa y los peces son demasiado pequeños para que sea fácil capturarlos con la mayoría de los métodos. En los tramos torrenciales superiores, los flujos son con frecuencia demasiado fuertes para que se pueda pescar durante una parte del año. La pesca se suele pues retraer durante ese período, ya que los rendimientos son bajos, se precisa mucho esfuerzo para conseguir algo y hay el riesgo adicional de perder los aparejos en las corrientes y en las masas de vegetación flotante. Esta época de veda efectiva tiene un sentido biológico, pues permite que los peces se reproduzcan en relativa tranquilidad y que los alevines crezcan hasta un tamaño razonable antes de exponerse a la captura. Los períodos de veda fuera de esta temporada tienen escaso valor, aunque en algunos lugares puede ser necesario imponer restricciones sobre la pesca excesiva de peces adultos que migran hacia los lugares de desove, como ha mostrado la experiencia con el Labeo en Africa.

Aguas reservadas

Al hacerse más intensiva la pesca durante la estación seca en la zona de anegamiento y en el cauce del río, hay un riesgo de explotación excesiva de los recursos. Por esta razón, las pesquerías tradicionales han practicado durante mucho tiempo la designación de ciertas lagunas de la llanura y ciertos tramos del río como reservas en las que no se puede pescar. En los sistemas mayores suele haber espacios inaccesibles que constituyen reservas ya que rara vez son explotados, y probablemente a partir de tales espacios se recolonizaron los ríos Níger y Senegal tras los retrocesos temporales producidos por la aridez de la sequía saheliana. Como medida de ordenación, la conservación de ciertos espacios es probablemente una decisión prudente y se impone cuando el sistema está sometido a otras presiones.

Control de las mallas

El uso de redes de malla selectiva da lugar casi siempre a una consideración de los tamaños de malla que han de adoptarse, lo que sólo puede hacerse en función de las características de la población íctica explotada. Como se ha dicho, el proceso de agotamiento de la pesca conlleva casi siempre un deslizamiento hacia mallas menores, que sólo puede detenerse con una legislación estrica. Hay que imponer, pues, un límite inferior en el tamaño de la malla contra la tendencia natural a la inobservancia. Se plantea también aquí el clásico problema de cómo proteger recursos compuestos de múltiples especies de diferentes tamaños. Si el objetivo de la pesquería es explotar únicamente las especies mayores, la imposición de límites en la malla que protejan a los peces inmaduros es probablemente la única medida eficaz. Sin embargo, es casi seguro que se desdeña una proporción considerable de la ictiomasa potencial en este tipo de pesquería, como se ve por el número de especies capturadas por redes de malla cada vez menor (Fig. 8.7). Si se rebaja el tamaño de la malla para aprovechar las especies menores, las mayores desaparecerán casi automáticamente. Una solución posible del dilema es la limitación del tamaño de la malla en los artes principales como redes de cerco o de enmalle, junto con el uso de varios artes de pesca menores cuyo objetivo son elementos menores de la población de peces. En otras palabras, en una comunidad de peces muy diversificada está bien mantener igualmente una pesquería diversificada.

Prohibición de ciertos artes de pesca

Es muy importante la restricción o la prohibición total de prácticas de pesca más destructivas. No obstante, incluso esos métodos pueden ser apropiados en ciertas circunstancias. El envenenamiento de los ríos puede evidentemente producir daños en los recursos ícticos si se realiza en el cauce principal, mientras que su uso para desalojar a los peces de estanques temporales de la zona de anegamiento o para eliminar especies no deseables puede ser perfectamente lícito. Lamentablemente, si se permitiese el uso de venenos en un hábitat, se extendería rápidamente a otros. Algunos artes de pesca se prohíben a veces por razones no relacionadas directamente con los recursos pesqueros. El palangre, por ejemplo, es considerado con prevención por los usuarios de esparaveles, los cuales pueden enredarse en los anzuelos. Las barreras que obstruyen por completo el cauce deteniendo las migraciones de peces pueden ser retiradas por razones de navegación tanto como de pesca.

Figura 8.7  Número de especies capturadas mediante redes de enmalle con diferentes tamaños de malla (según Reizer, 1974)

Accesibilidad

Uno de los principales factores que determinan el grado de explotación de las pesquerías fluviales en todo el mundo es su accesibilidad y su proximidad a centros importantes de población. Muchos de los afluentes de los grandes ríos como el Ganges o el Amazonas están todavía relativamente inexplotados por falta de caminos de acceso, y algunas de las mayores zonas de anegamiento se utilizan aún relativamente poco a causa de su distancia a mercados adecuados y por la falta de espacio vital para los pescadores. El delta del Okavango, el Gran Pantanal del río Paraguay o las regiones centrales de anegamiento del río Zaire son ejemplos típicos de zonas cuyo desarrollo depende de la construcción de carreteras de acceso adecuadas y del establecimiento de centros para la comercialización de la pesca, así como de mesetas artificiales u otros lugares idóneos para que los pescadores puedan establecerse cerca de los caladeros durante la crecida.

DESARROLLO DE PESQUERIAS NUEVAS O ALTERNATIVAS

Acuicultura

La producción natural de los ríos puede sobrepasarse mediante varias formas de cultivos, es decir mediante la acuicultura intensiva o extensiva. Estos métodos son corrientes sobre todo en las planicies inundadas, habiendo varias técnicas para las diversas fases de desarrollo de los ríos.

Cierre de depresiones naturales en la llanura inundada

El cierre total de pequeños cauces de desagGe de las depresiones es frecuente en muchos sistemas. Los peces se conservan en los estanques así creados para ser después capturados en un ciclo estacional, cuando escasean los peces de otras fuentes. Este método es a menudo el primer intento sistemático de acuicultura extensive. Reed (FAO/NU, 1969a) en el Níger y Reizer (1974) en el Senegal han realizado experimentos con presas más permanentes. Los trabajos de Reed pusieron de manifiesto que la superficie de agues estacionarias de la llanura aumentaba mediante tales instalaciones (fig.8.8), y Reizer comprobó en qué medida diferían la profundidad y la superficie de tales estanques antes y después de construirse las presas (Fig. 8.9). La pesca en sesos estanques puede ser muy notable: alrededor de 185 kg/ha/año en el caso de estanques que no son objeto de otras medidas en el Níger y hasta 500 kg/ha/año en depresiones repobladas con alevines a los que se alimenta.

Figura 8.8  Número de especies capturadas mediante redes de enmalle con diferentes tamaños de malla (según Reizer, 1974)

Estanques receptores

En las llanuras inundables con sistenas de cultivo más adelantados, las depresiones se regulan y profundizan, y aun puede aumentarse su número cavando nuevos estanques en la superficie de la llanura. Tres sistemas fluviales en particular se han beneficiado de esta forma de explotación. En el Ouemé, alrededor del 3% de la superficie de 1000 km² está ocupado por estanques receptores, algunos de los cuales tienen varios kilómetros de longitud (Fig. 8.12). Construcciones análogas en la llanura del Mekong medían de 20 a 100 m de longitud y 2 a 3 m de profundidad. En Bangladesh se formaron unos 30 000 estanques con los pozos de extracción que se excavaron para construir las islas artificiales sobre las que vive gran parte de la población rural. Este tipo de estanques se suelen explotar cerrando una parte con una barrera de bambú, retirando sucesivamente la vegetación acumulada y avanzando la barrera hasta que los peces quedan confinados en un pequeño espacio de donde es fácil retirarlos. Los estanques receptores se utilizan también en combinación con arrozales cuando, al dar salida al agua antes de la recolección, los peces pueden retirarse a estanques o zanjas construidos al efecto. Los rendimientos de los estanques receptores pueden ser elevados. En 1955–58, 34 estanques del Ouemé produjeron una media de 2.1 t/ha y, pese al descenso de la pesca, las mismas instalaciones producían todavía 1.5 t/ha diez años después. En el Mekong, los estanques de este tipo se suprimieron siguiendo las recomendaciones de Chevey y Le Poulain (1940), quienes opinaron que las aguas estancadas retenidas al final de la estación seca perjudicaban a las cosechas al extenderse sobre la llanura con el comienzo de la siguiente crecida. Un sistema similar se utiliza en Ecuador, donde las pesquerías “Chameras” para el Dormitator latifrons del río Chone se basan en la construcción de estanques en la zona de anegamiento, mediante diques o excavaciones. Los jóvenes D. latifrons recogidos allí son criados durante la estación seca.

Piscicultura en aguas estancadas

Las aguas estancadas y otras masas hídricas residuales separadas del cauce principal como consecuencia de obras de control de los ríos como revestimientos y canalizaciones pueden utilizarse para criar peces. En Hungría, por ejemplo, las aguas de ese tipo se están utilizando para la acuicultura (Pinter, 1983) y sostienen muy bien la comparación con la cría más tradicional de peces en estanques. Los peces de un año se guardan en esas charcas que son particularmente idóneas para la cría de especies herbívoras. Se requiere poco alimento adicional por encima de la producción natural, aunque ésta se estimula con una aplicación limitada de fertilizantes. El éxito de este método puede verse en comparación con el cultivo en estanques (Cuadro 8.5).

Figura 8.9  Diferencia en los cambios de profundidad (A) y de superficie (B) de una charca anegable antes y después de cerrarse con una presa el cauce principal de acceso. Las letras encerradas en un círculo remiten a las ilustraciones de la figura 1.8.

Refugios-trampa

En el río Ouemé, pueden plantarse deliberadamente masas de vegetación al final de la crecida, ya sea pegadas a la orilla (Fig. 8.10) o penetrando en ella en la desembocadura de los cauces de desagGe de la llanura. Se les permite que recojan peces durante unos dos meses, tras los cuales se procede a la pesca y se renuevan los refugios, que serán vaciados de nuevo hacia el final de la estación seca. El rendimiento de tales “refugios-trampa” o “parques de peces” puede ser muy alto: en el río Ouemé, 15 instalaciones de este tipo con una superficie media de 440 metros cuadrados dieron una cosecha media equivalente a 1.88 t/ha (de parque) por operación, equivalente a 3.88 t/ha/año, entre 1958 y 1968.

La práctica de plantar deliberadamente vegetación o colocar ramas en el agua para atraer a los peces está muy extendida en los ríos y en las lagunas costeras, habiendo sido comprobada por Chevey y Le Poulain (1940) en el Mekong, Stauch (1966) y Reed et al. (1967) en los sistemas del Níger y el Benue, y Meschkat (1972) en Ecuador. Welcomme (1972a) realizó una evaluación de este método de pesca según se practica en las lagunas del delta del río Ouemé. Los refugios-trampa en este río y en sus lagos y lagunas asociados son de dos tipos, además de las masas de vegetación flotante antes mencionadas. Hay pequeños tipos circulares con una superficie de unos 22 m² que dan hasta 2.8 t/ha en cada cosecha.

Figura 8.10  Partes de la zona de anegamiento del Ouemé en las que se ve la distribución de diversas actividades: (A) cauce del río con parques de maleza y estanques receptores; (B) un denso conglomerado de estanques receptores. En ambas ilustraciones la llanura está dividida en campos. (Por cortesía del IGN, París)

Como producen hasta diez cosechas durante los 7 meses de la estación seca, puede obtenerse un rendimiento anual de hasta 28 t/ha sin que se noten los efectos sobre las capturas por otros métodos de pesca en la zona. Los grandes parques rectangulares o “acadjas” dan cosechas menos frecuentes, pero también alcanzan altos rendimientos. El rendimiento de los parques de maleza depende directamente de la frecuencia de las operaciones de pesca y de la densidad de las plantas, obteniéndose mayores rendimientos de peces cuando la densidad de ramas es mayor. En la zona de agua dulce, diversas especies son atraídas a los parques de peces del Ouemé, en los que se han documentado hasta 32 especies. En la zona de agua salobre, en cambio, sólo dos especies, Sarotherodon melanotherodon y Chrysichthys nigrodigitatus, constituían el 95% de los individuos presentes. Estos se crían bien en el parke durante todo el año, de manera que la población crece rápidamente (Fig. 8.11), lo que explica los altísimos rendimientos de hasta 8 t/ha/año en 1957–59.

Investigaciones más recientes han mostrado que las poblaciones de peces crecieron de manera análoga en 1969–70, aunque los rendimientos fueron algo más bajos como consecuencia de los cambios en el entorno de la laguna producidos por la construcción de un puerto. Las otras únicas instalaciones que han sido objeto de investigación sistemática son los parques “Samra” del Grand Lac que, según Chevey y Le Poulain (1940), parecen tener rendimientos comparables a los de las instalaciones del tipo Benin. Apenas puede dudarse de que elevan la productividad total de la masa hídrica en que se utilizan, pero pueden también abreviar su vida acelerando el entarquinamiento.

Piscicultura en arrozales

La extendida práctica de la piscicultura en los arrozales puede considerarse como un método casi ideal de utilización de la tierra que produce cosechas tanto de hidratos de carbono como de proteínas a partir de la misma parcela de tierra. Ha alcanzado niveles muy altos en Asia y Madagascar, pero está todavía en la fase experimental en Africa y América Latina. Coche (1967) estudió de manera exhaustiva la situación hasta hace 15 años. El cultivo combinado de peces y arroz está generalizado en toda Asia sudoriental y constituye un método lógico e integrado de explotación de esos tipos de humedales. Ruddle (1980) ha clasificado las diversas formas en que pueden combinarse el arroz y los peces como cosechas de un mismo terreno.

Figura 8.11  Relación entre el rendimiento y el tiempo transcurrido desde la instalación de los parques de peces en el delta del Ouemé:(o) medias de 1957–59; (x) medias de 1968–70

Según sus cálculos, los rendimientos de pescado son de unos 135 kg/ha en la Península Malaya.

Pueden distinguirse dos tipos principales de explotación:

i) sistemas de captura, en los que se capturan con trampas los peces que penetran por los cauces naturales;

ii) sistemas de cultivo, en los que el campo se repuebla deliberadamente con alevines.

Puede retirarse la pesca como una sola cosecha anual con una sola cosecha de arroz, como cosecha intermedia entre una recolección de arroz y la siguiente plantación, o durante la época de crecimiento del arroz. Con frecuencia los peces quedan atrapados casualmente durante la época de crecimiento, y son conducidos entonces hacia estanques o canales de desagGe especialmente construidos cuando se secan los campos (Fig.8.12). Tang Cheng Eng et al. (1973) han medido los rendimientos del sistema de captura durante el período de crecimiento, unos 132 kg/ha. Si el arroz se cosecha una sola vez al año, los estanques de desagGe dan alrededor de 162.8 a 262.9 kg/ha (media 200 kg/ha); pero si el arrozal produce dos cosechas el rendimiento de los peces baja poniéndose entre 62.2 y 143.0 (media 95.7) kg/ha. Los peces aportan entre el 12% y el 50% de los ingresos totales en el sistema de cosecha única y del 6% al 27% en los sistemas de doble cosecha. Rendimientos similares se han comprobado en Tailandia en la cuenca del Mekong, donde se midieron muestras de 433 hm² de arrozales cuyas cosechas de peces oscilaban entre 50 y 1 710 kg/ha (media 433 kg/ha) (Tailandia, Departamento de Pesca, 1974). En Sri Lanka no se ha practicado la piscicultura en arrozales por la breve duración (3 a 4 semanas) de la fase de crecida.

Ha habido un descenso a largo plazo del rendimiento de la piscicultura en arrozales. Las razones principales son : Primero, el uso creciente de plaguicidas, herbicidas y fungicidas en las modernas prácticas agrarias de cultivo de variedades de arroz de alto rendimiento. Los efectos de los plaguicidas para combatir las carcomas del arroz son preocupantes, e investigadores como Kok (1972) y Saanin (1969) han intentado determinar los efectos tóxicos y subletales de los plaguicidas corrientemente utilizados (entre ellos Endrina, Metil–Parationa, Dieldrina, Diazinona y -BHC). Aunque no pueden deducirse todavía conclusiones claras sobre los efectos precisos de estos contaminantes del medio ambiente, es evidente que el uso de productos menos tóxicos puede hacer mejorar los rendimientos del arroz y asegurar el suministro de pescado.

Figura 8.12  Modificaciones hechas para acondicionar un arrozal al cultivo simultáneo de arroz y peces (en Ruddle, 1980)

En segundo lugar, la modalidad de cosechas múltiples en el cultivo del arroz deja poco margen para la piscicultura, por la corta duración de la inundación en el arrozal (Kassim et al., 1979). La producción de una planta y de una cosecha proteínica en una misma tierra inundable tiene indudablemente gran valor para mantener un tipo de rendimiento nutritivamente equilibrado, aunque no sea necesariamente máximo por su peso; en consecuencia, se han formulado proyectos para la extensión de este tipo de cultivos. Un ejemplo es la explotación del pantano de Candaba, de 32 000 ha. Esta llanura es inundada por los ríos Pampanga y Angat, y es una de una serie de llanuras similares en Filipinas. La zona ha sido cercada mediante una serie de diques, con una compuerta para recoger los peces. Los campos se utilizan actualmente para cultivar sandías o arroz durante la estación seca, cuando los peces permanecen en los canales. Los rendimientos de peces basados únicamente en la productividad natural son de 300 a 500 kg/ha en 7 meses. La cosecha de sandías es de 5 000 kg/ha. Delmendo ha propuesto fórmulas para nejorar esta zona con la inclusión de canales para peces al pie de los diques principales y la intensificación de la piscicultura repoblando y abonando los estanques.

Acuicultura intensiva en estanques

El cultivo intensivo de salmónidos en estanques se practica mucho en los valles de los ríos de países templados, pero el uso del potamón en los trópicos con este fin es más reciente.

Una vez controladas por completo las crecidas, la antigua zona de anegamiento se dedica a la agricultura de regadío. Asociadas a las redes de riego pueden establecerse granjas de acuicultura, con estanques o albercas especialmente adaptados para la cría de peces. En tales granjas se pueden criar peces hasta un tamaño propio para venderios directamente para el consumo, o bien alevines para repoblación en los lagos permanentes que subsistan en la llanura o en campos en los que se cultiven los peces como cosecha secundaria o alternativa. Es tal vez en Tailandia donde mejor pueden verse este tipo de establecimientos, aunque también son corrientes en muchas otras partes de Asia sudoriental. En la cuenca del río Chao Phrya por ejemplo, el control del régimen hídrico en gran parte de la zona de anegamiento ha hecho descender la producción natural de peces. Para compensar esta pérdida, muchas granjas piscícolas estatales y privadas crían varias especies de ciprínidos y silúridos, así como de camarones de agua dulce (Macrobrachium rosenbergii). La impermeabilidad de los suelos aluviales, la horizontalidad del terreno y la disponibilidad de agua por medio de canales de riego hacen que este tipo de zona de anegamiento modificada sea particularmente idóneo para la acuicultura en estanques.

Cultivo en jaulas en los ríos

Una vez estabilizado el flujo en los principales cauces fluviales, o incluso antes de tal estabilización, pueden criarse los peces en jaulas flotantes. Este tipo de cultivo suele aplicarse a especies de alto valor comercial, como el Pangasius sutchii que se cultiva de este modo en Tailandia. Los peces suelen capturarse en forma de alevines y se crían en esas estructuras hasta que alcanzan un tamaño comercial.

Pesquerías en embalses

Los embalses mantienen poblaciones de peces y pesquerías cuyos rendimientos son comparables o superiores a los de los ríos subyacentes. La ganancia neta suele ser mucho mayor en los sectores de rápidos, donde la productividad relativamente baja del cauce principal es fácilmente superada por el nuevo lago; pero en todo sistema en que un embalse sustituye a una zona de anegamiento, sea dejándola sumergida o impidiendo su inundación, el beneficio o la pérdida para la pesquería en su conjunto han de ser cuidadosamente evaluados. En el caso del alto Mekong, muchos de los ríos tributarios represados tienen escasas zonas de anegamiento en los tramos sumergidos o aguas abajo de las presas (Sidthimunka, 1972). Sin embargo, según los estudios del Mekong el embalse de Pa Mong en la corriente principal eliminará las inundaciones en unos 700 km río abajo de la presa, con una pérdida de unas 2 150 t de capturas del río, mientras que se espera que el embalse produzca únicamente una pesca por una cantidad equivalente. Análogamente, por lo menos 6000 toneladas de pescado se han perdido por debajo de la presa de Kainji en Africa, que hay que deducir de las 5 400 t producidas por el embalse formado.

En muchos otros embalses, la pesca perdida por debajo de la presa sobrepasa el potencial del embalse, aunque tales consideraciones suelen ser secundarias si se tienen también en cuenta la producción de energía y la agricultura de regadío.

La comunidad de peces que se establece en un embalse se basa por completo en la preexistente en la cuenca fluvial, a menos que se introduzcan especies exóticas. Suele haber considerables modificaciones en la estructura de la comunidad, ya que muchas especies son incapaces de adaptarse a las nuevas circunstancias. Los primeros en desaparecer del agua del embalse son los peces blancos migratorios, aunque podrían sobrevivir en la parte alta del lago, desde donde pueden trasladarse fácilmente río arriba para criar. Los peces oscuros se adaptan mejor, y las partes centrales del lago son colonizadas con frecuencia por especies que eran elementos relativamente insignificantes de la fauna anterior al represamiento. En algunos ríos, por ejemplo los del subcontinente indio, Fernando (1976) opinó que hay pocos peces oscuros idóneos. En consecuencia, no es fácil que se establezcan comunidades lacustres de peces con las especies nativas del sistema y, si no se introducen especies exóticas, hay que mantener la ictiofauna mediante constantes repoblaciones.