2.1 Objetivos de la ordenacion y el concepto de un "Punto de Referencia"
2.2 Los modelos poblacionales básicos
2.3 Puntos de referencia como objetivos o como límites
2.4 Puntos de Referencia Objetivos (PROs)
2.5 Puntos de referencia límites (PRLs) o umbrales (PRUs)
2.6 Puntos de referencia para pesquerías nuevas o en desarrollo
2.7 Puntos de referencia para la rehabilitación de poblaciones
2.8 Puntos de referencia precautorios
2.9 Puntos de referencia para recursos altamente migratorios
2.10 Consideraciones sobre multiespecies y ecosistemas al establecer puntos de referencia
2.11 Una visión global de los puntos de referencia
Los puntos de referencia comienzan como un criterio conceptual que, de una manera general, recogen los objetivos de la ordenación de la pesquería. Para implementar la ordenación pesquera debe ser posible convertir el Punto de Referencia conceptual en un punto de Referencia Técnico, que pueda ser calculado o cuantificado sobre la base de las características biológicas o económicas de la pesquería (Fig. 1). Por ejemplo, cuando el objetivo es maximizar el rendimiento, el MRS ha sido utilizado frecuentemente como un punto de referencia conceptual. El concepto de MRS ha sido interpretado de varias maneras, que van desde su significado estrictamente técnico, como el punto máximo en la curva de excedente de producción, o el punto de máximo excedente reproductivo de una curva de stock-reclutamiento, hasta su interpretación más literal como el rendimiento máximo constante que puede ser obtenido año a año, según han descrito Sissenwine (1978) y Annala (1993).
Los objetivos de la ordenación pesquera son, generalmente, más diversos que la simple maximización del rendimiento. A menudo éstos incluyen, entre otros, consideraciones sobre la captación de divisas, empleo, ganancia y contribución a las áreas rurales con más desventajas. El concepto de un objetivo general que incorpore todos los factores importantes para una pesquería se reflejó en la Convención de las Naciones Unidas sobre los Océanos celebrada en Génova en 1958, dónde emergió el término Rendimiento Optimo Sostenible. Desde entonces, el Rendimiento Optimo (RO) ha sido varias veces definido como el que permite entradas de: "...valores económicos, sociales y biológicos [...] más que limitarlo a la maximización de la ganancia neta o al rendimiento sostenible" (Wallace, 1975). Debido a que no tiene una definición técnica sencilla, nosotros no consideramos al RO como un punto técnico de referencia, sino un estado que tiene lugar cuando se satisfacen una serie de criterios que aseguran de manera efectiva que la pesquería permanezca dentro de un área segura y productiva.
Smith et al. (1993) identifican la falta de objetivos de ordenación claramente definidos como una de los principales impedimentos en el establecimiento y la adhesión a los Puntos de Referencia. Como mencionamos arriba, pueden existir muchos objetivos sociales en la ordenación de una pesquería y cada uno puede corresponderse con los intereses de un grupo particular de usuarios. Así, los beneficiarios en una pesquería, necesitan estar de acuerdo sobre los objetivos de ordenación para esta pesquería. Para lograr acuerdos sobre un punto de referencia conceptual los usuarios deben entender la interrelación entre los objetivos y las características de la pesquería: ellos deben ser capaces de apreciar el compromiso entre los diferentes puntos de referencia posibles, en términos reales o incluso relativos: ya sean expresados como tasas de mortalidad por pesca, tasas de captura, tamaños promedios, etc. Para facilitar la participación de todos los usuarios, se deben explorar varios medios para simplificar estas relaciones (Fig. 2).
Hasta ahora, existen muy pocos ejemplos en los cuales objetivos múltiples hayan sido formalmente incorporados dentro de una estrategia de ordenación, y mucho menos relacionados con un simple punto de referencia técnico. Healey (1984) propuso un enfoque analítico para determinar el rendimiento óptimo basado en el análisis de utilidad multi-atributo. Esta metodología, que cuantifica y pondera los objetivos de los usuarios parece ser una manera razonable de lograr acuerdos sobre decisiones cuando existe una multiplicidad de objetivos. Sin embargo, hay muy pocos ejemplos que nosotros conozcamos, en los que un enfoque multi-criterio en la toma de decisiones haya sido formalmente aplicado en la ordenación pesquera: dos de ellos son, en la pesquería del pulpo de la plataforma de Yucatán (Díaz-de-León y Seijo, 1992), y la pesquería del salmón rey en Alaska (Merrit y Criddle, 1993).
Figura 2: Algunos rangos relativos para las tasas de mortalidad por pesca correspondientes sa diferentes objetivos sociales para los recursos marinos utilizados en el contexto de un modelo de excedente de producción (después de Mahon 1992).
Otro punto de referencia conceptual es el punto más allá del cual ocurre la "sobrepesca". En los EUA los planes requieren, para cada población, de una definición o punto de referencia para la sobrepesca. En el área del ICES (Consejo Internacional para la Exploración del Mar), este punto conceptual es definido como el Nivel Mínimo Biológicamente Aceptable, NMBA, para la pesquería. Para propósitos de implementación, la "sobrepesca" y los NMBAs deben ser definidos técnicamente y esto se ha hecho de diferentes maneras que serán descritas posteriormente.
Para los propósitos de este trabajo un Punto de Referencia será definido como un valor convencional, derivado del análisis técnico, que representa el estado de la pesquería o de la población y cuyas características se cree que puedan ser útiles para la ordenación de la unidad poblacional. Definir un punto de referencia como un valor convencional refleja lo que en términos prácticos puede ser frecuentemente asumido como valores arbitrarios y a menudo son especificados sin un término de varianza. Aquí es importante notar que todos los puntos de referencia basados en modelos y los parámetros derivados de ellos, se conocen sólo aproximadamente, a menudo con un nivel de error muy pobremente definido.
Los puntos de referencia técnicos utilizados en la ordenación pesquera están principalmente basados en modelos biológicos y econométricos, y debido a ello en conceptualizaciones matemáticas de las poblaciones de peces, lo cuál puede ser difícil de asimilar por los lectores no técnicos. Consecuentemente con esto, a través de este trabajo, cada vez que sea posible nosotros tratamos de sustentar nuestros argumentos con resúmenes gráficos. El Anexo I presenta unos pocos conceptos claves. Un tratamiento completo de los métodos básicos puede encontrarse en los textos estándares sobre evaluación biológica y económica de pesquerías (Ricker, 1975; Gulland, 1983; Clarke, 1985; Hilborn y Walters, 1992).
La interrelación entre la mortalidad por pesca (F), biomasa de la población (B) y rendimiento puede proporcionar la base para la discusión de la mayoría de los puntos de referencia (Fig. 3). F y B son las Variables de Referencia más básicas. Los Puntos de Referencia sobre estas variables se fijan utilizando varios criterios que serán discutidos posteriormente, e.g. la P que, si se aplica durante un número de años, produce un rendimiento promedio equivalente al MRS; la F que maximiza el rendimiento por recluta promedio; la biomasa que producirá un nivel deseado de reclutamiento. La ordenación pesquera convencional busca controlar F o sostener la B a niveles que se correspondan a los valores del objetivo, utilizando una variedad de métodos (Fig. 3). La mortalidad por pesca y la mortalidad natural (M) causada por depredación, enfermedades, etc. se suman para dar lugar a la tasa de mortalidad total (Z=F+M) de la población.
Otras variables que tienen una influencia directa, relacionadas a, o son indicadoras de, las variables de referencia básicas, también pueden ser utilizadas como Variables de Referencia. Por ejemplo, la mortalidad por pesca y el esfuerzo pesquero (f) se relacionan por medio del coeficiente de capturabilidad (q), el cuál usualmente se asume constante, de manera que F=q.f. Si este supuesto es verdadero, la tasa de captura, o captura por unidad de esfuerzo (CPUE) es un indicador de la biomasa de la población (Fig. 3). En este trabajo, todos los puntos de referencia serán expresados en términos de las variables primarias. El estado actual de la población, según alguna de las variables de referencia será designado por el subíndice "act", e.g. Fact, Bact, Cact.
Los modelos que tienen como base el MRS (y muchos de los otros puntos de referencia que se describen después) fueron originalmente modelos de equilibrio, lo cual implica que la captura, representada por la curva de producción, es el resultado del esfuerzo estándar correspondiente, que ha sido aplicado durante todos los años necesarios para alcanzar el equilibrio, el "tiempo de retorno" (Beddington y May, 1977). Sin embargo, es erróneo asumir que un nivel dado de esfuerzo de pesca/mortalidad permita mantener indefinidamente cierta producción excedente sin tomar en consideración los factores ambientales (Hilborn, 1979).
Aunque los modelos analíticos que incorporan las tasas de crecimiento y de mortalidad, edad de primera captura, etc. son ampliamente utilizados en pesquerías de países "desarrollados", los datos requeridos para estimar la estructura de edades actual de la población de peces no están disponibles para muchas de las poblaciones pequeñas o tropicales o requieren de mucha fuerza de trabajo o de mucha tecnología. Donde se han realizado evaluaciones, muchas de ellas todavía dependen de enfoques con baja precisión, utilizando datos dispersos o inexactos, que hacen problemática la ordenación basada en puntos de referencia objetivos y hace obligatorio el enfoque precautorio para evitar el colapso de la población, incluso cuando esto, involucre, aparentemente, descartar ciertos beneficios inmediatos en términos de captura.
En resumen, para ordenar la pesquería es necesario asegurar que todos los Puntos de Referencia Conceptuales que se usen estén representados por uno o más Puntos Técnicos de Referencia, para los cuáles, la metodología de medición y derivación esté claramente especificada (Fig. 1). Si se quiere utilizar la terminología usada en un análisis de estructura lógica (CEC, 1993), estos puntos de referencia deben tener también un medio de verificación (MDV) y un indicador verificable objetivamente (IVO). Estos deben estar claramente definidos y deben haber sido acordados de antemano, de manera que puedan ser ejecutados sin necesidad de negociaciones. Si algo hemos aprendido del desempeño histórico de la ordenación pesquera es que resulta más importante que la base para la acción en la ordenación pesquera sea clara e irrebatible que pretender que sea precisa y exacta.
Los diferentes puntos técnicos de referencia que han sido propuestos para la explotación racional de los recursos pesqueros pueden, en términos de su uso, ser colocados en dos categorías: Puntos de Referencia Objetivos (PROs) y Puntos de Referencia Límites (PRLs). Tradicionalmente, los Puntos de Referencia Objetivos han sido considerados como indicadores del estado de la población, los que son un objetivo deseable para la ordenación. Se ha asumido que ordenar una pesquería equivale a ajustar las entradas a la pesquería, o las salidas desde ella, hasta que una o más de las variables primarias o secundarias coincida con el PRO seleccionado. Como se mencionó anteriormente, el MRS ha sido muy a menudo utilizado en este sentido. La ordenación basada en PROs requiere de un monitoreo activo y de un reajuste continuo de las medidas de ordenación en base a una escala de tiempo apropiada (usualmente anual). También requiere poner atención sobre los efectos de una variedad de fuentes de incertidumbre en los estimados de los PRO y del estado de las poblaciones.
En 1987, el reporte del Comité Asesor sobre Ordenación Pesquera (CAOP) del ICES (Consejo Internacional para la Exploración del Mar) destacó que "los puntos de referencia biológicos están destinados a proporcionar una guía con relación a la ordenación y que ningún punto de referencia biológico puede servir como un objetivo universal". Para proteger a los recursos y a la industria pesquera contra daños a largo plazo, es importante definir y alcanzar un acuerdo acerca de un "área roja" dónde la continuidad de la producción del recurso está en peligro y se necesita de una acción inmediata como la reducción sustancial del esfuerzo de pesca/mortalidad o, en el caso extremo, el cierre de la pesquería por un período de tiempo (ICES, 1988). Los puntos de referencia, que indican cuándo se va a entrar en dicha área de peligro, pueden ser referidos como puntos de referencia umbrales (Quinn et al., 1990) o (para evitar una confusión con el acrónimo PRO) como puntos de referencia límites (PRLs).
En los Estados Unidos, las pesquerías son ordenadas a través de planes que "...deben especificar, con la máxima amplitud posible, una definición de sobrepesca objetiva y medible para cada población o complejo de poblaciones cubiertas por tal plan de ordenación pesquera (POP) y proporcionar un análisis de cómo se llegó a esta definición y cómo ésta se relaciona con el potencial reproductivo" (Mace y Sissenwine, 1993).
Un PRL puede corresponderse ya sea con alguna condición mínima (e.g. una biomasa de desove peligrosamente baja) o con alguna condición máxima (una alta tasa de declinación del tamaño de la población o una alta tasa de mortalidad). Al alcanzar tales puntos se activa una respuesta de ordenación que ya ha sido previamente negociada con los participantes en la pesquería. Para pesquerías nuevas, o para aquellas de países en desarrollo donde la información que se requiere utilizar en los modelos matemáticos de pesquerías a menudo no está disponible, se pueden utilizar directamente criterios cualitativos o semi-cuantitativos como PRLs. Incluso cuando existe una información adecuada para la definición de PRLs sofisticados, pero existe una preocupación ecológica sobre la sustentabilidad de los beneficios debido a los posibles impactos de la explotación sobre el ecosistema, puede ser deseable definir los PRLs utilizando el enfoque precautorio (García, 1994).
Definiciones:
Un Punto de Referencia Objetivo indica un estado de una pesquería y/o un recurso, que se considera deseable y en el cual debe adoptarse una acción de ordenación, ya sea durante el desarrollo o la recuperación de la población.
Un Punto de Referencia Límite indica un estado de una pesquería y/o un recurso, que se considera indeseable y que la acción de ordenación debe evitar.
2.4.1 Criterio de Máximo Rendimiento Sostenible: Fmrs y 2/3Fmrs
2.4.2 Criterio de Rendimiento por Recluta: Fmáx, F0.1
2.4.3 PROs basados en el tamaño de los peces capturados
2.4.4 Puntos de referencia basados en la tasa de mortalidad natural, M
2.4.5 Puntos de referencia basados en la tasa de mortalidad total, Zmpb, Z*
2.4.6 PROs derivados de consideraciones sobre el reclutamiento
2.4.7 PROs derivados de consideraciones económicas-el esfuerzo óptimo de pesca, Fmre
La Convención de 1982 especifica sólo un Punto Técnico de Referencia, particularmente el Máximo Rendimiento Sostenible (MRS), un término descriptivo del punto más alto de la curva que describe la relación entre el esfuerzo de pesca estándar anual, aplicado por todas las flotas y la captura que debiera resultar si tal nivel de esfuerzo fuera mantenido hasta alcanzar el equilibrio. A primera vista, éste es un objetivo obvio para la ordenación de una pesquería sobre una sala especie y ha sido ampliamente utilizado con este propósito por las comisiones de pesca en las décadas de los 60 y los 70. Desarrollos posteriores de la teoría, y quizás más, la experiencia práctica en la ordenación pesquera, han arrojado dudas sobre la utilidad del MRS como un PRO seguro (Larkin, 1977). Como se resume más adelante, esto estimuló la búsqueda de Puntos de Referencia alternativos.
El Máximo Rendimiento Sostenible, como el Punto de Referencia básico para consideraciones sobre pesquerías en la Convención de 1982, es la base para definir la "captura excedente" como la parte del MRS que no es actualmente tomada por el Estado ribereño. De acuerdo con la Convención de 1982, cualquier faltante de la captura nacional, por debajo del MRS dentro de la ZEE, puede ser considerada como un "excedente a las necesidades" del estado ribereño. Esta consideración ha contribuido al uso continuo, por muchos países, del MRS como un objetivo. Sin embargo, visto en el contexto amplio de los objetivos de ordenación, lo inapropiado de esta interpretación de "captura excedente" ha sido destacado por muchos Estados ribereños, ya que la captura de este excedente por parte de otros estados pesqueros puede impactar negativamente en las tasas de captura de las pesquerías de los Estados ribereños. Varios Estados han concluido que los Puntos de Referencia basados en tasas de pesca significativamente por debajo de los niveles de Fmrs son más favorables, económica y ecológicamente, para sus recursos y para su industria pesquera. Una interpretación más apropiada parece ser la eliminación del MRS como una opción la cual sólo puede ser utilizada en raras ocasiones: la población se mantiene a un nivel de biomasa tal que el MRS podría, pero no necesariamente tendría, que ser lograda sin amenazar la población, lo cual implica que los niveles de la población se mantienen adecuadamente altos como para permitir que el MRS sea capturado "al menos una vez" (aunque, como destaca Doubleday, 1976, no hay garantías de que, como convencionalmente se define, esto pueda ser logrado año a año).
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LOS ESTADOS RIBEREÑOS "...PRESERVARAN O RESTABLECERAN LAS POBLACIONES DE LAS ESPECIES CAPTURADAS A NIVELES QUE PUEDAN PRODUCIR EL MAXIMO RENDIMIENTO SOSTENIBLE, CON ARREGLO A LOS FACTORES AMBIENTALES Y ECONOMICOS PERTINENTES [...] TENIENDO EN CUENTA [...] LA INTERDEPENDENCIA DE LAS POBLACIONES Y CUALESQUIERA OTROS ESTANDARES MINIMOS INTERNACIONALES GENERALMENTE RECOMENDADOS." Convención sobre el Derecho del Mar de 1982 |
El MRS y sus niveles equivalentes de esfuerzo pesquero estándar/mortalidad por pesca (fmrs/Fmrs), fueron primariamente formulados para el modelo simétrico de Schaefer o modelo logístico, (Fig. 4). El punto de referencia es "modelo-basado", dependiendo de una de las diversas formulaciones publicadas del modelo de producción (Fox, 1970; Pella y Tomlinson, 1969) y requiere del ajuste estadístico de las capturas históricas y de los datos del esfuerzo estándar, existiendo una literatura considerable al respecto (vea Hilborn y Walters, 1992, Polachek et al., 1993). El nivel de esfuerzo, fmrs, al cual se logra el MRS puede ser convertido a mortalidad por pesca, Fmrs,, si se conoce el coeficiente de capturabilidad q.
Seleccionar cualquier Punto de Referencia modelo-basado, implica un acuerdo acerca del modelo matemático subyacente que refleja lo más fielmente la dinámica de la población de peces. Sin embargo, la cuestión no se trata tanto de escoger un Punto de Referencia con el más robusto fundamento teórico sino mas bien de seleccionar un Punto de Referencia que proporcione un asesoramiento conservador en condiciones de incertidumbre. Desde esta perspectiva, el MRS no se ha desempeñado bien como un PRO (Doubleday, 1976; Larkin, 1977; Sissenwine, 1978; Garcia, 1984). Tasas de captura inicialmente altas conducen inevitablemente a excederse sustancialmente de las condiciones de equilibrio de la Fmrs. Hay entonces serios problemas económicos para reducir el esfuerzo de pesca y/o el tamaño de la flota o para disminuir el acceso hasta un nivel más abajo del MRS de equilibrio en los últimos años. Esto ha conducido a serias críticas de los modelos de producción los cuales asumen el equilibrio al pronosticar la captura a corto plazo (Hilborn y Walters, 1992).
Figura 4: El modelo de equilibrio de Schaefer, mostrando la relación entre MRS, Z y la tasa de pesca correspondiente a la Máxima Producción Biológica (MPB). Note que Fmpb < Fmrs, Y que no hay captura cuando Z £ M.
Han existido muy pocos estimados explícitos de la precisión con la cual se logran las condiciones del MRS, pero la inspección de muchos modelos de producción sugiere que una precisión mejor que un ± 20 % del esfuerzo estándar para obtener el MRS podría ser inusual. La estimación del MRS mediante el ajuste estadístico del modelo a los datos históricos, asume que las condiciones pasadas tienen una probabilidad similar de ser recurrentes en el futuro. Sin embargo, en una serie de años con un reclutamiento pobre, una mortalidad de Fmrs produce una captura muy por debajo de la que indica el modelo, que se supone está ajustado a partir de datos de años con niveles de reclutamiento más "normales". En estos años "pobres" un intento de capturar el MRS, pronosticado estadísticamente, requeriría pescar por sobre y posiblemente bien por encima, de la Fmrs. Así, el uso de la palabra "sostenible" para un MRS obtenido de la manera convencional, es inapropiado, ya que "en la presencia de fluctuaciones en la producción, los intentos de extraer cada año el MRS de la población conduce al desastre " (Doubleday, 1976).
Debido a la incertidumbre, así como al estado actual de la población con respecto a este PRO, es obvio que una pesquería que se cree que está operando en la región de la Fmrs está siempre subexplotada o sobrexplotada, y a menudo significativamente, con respecto a esta marca de referencia, pero las respuestas de la producción biológica del recurso a la subpesca y a la sobrepesca no son necesariamente simétricas. La sobrepesca conduce a pocos grupos de edad en la pesquería y debido a ello a un incremento de la dependencia de la captura total cuando ocasionalmente existen buenas clases anuales, así como conduce también a una disminución del tamaño promedio y de las tasas de captura. Un reclutamiento relativamente constante año tras año es la excepción más que la regla (Hennemuth et al., 1980) y un reclutamiento reducido o más variable, con un tamaño reducido de la población desovante, va acompañado de una creciente dependencia de la pesquería sobre las nuevas clases anuales que maduran. Esto resultará en un incremento en la variación en la biomasa poblacional inducida ambientalmente. A partir de consideraciones teóricas, Beddington y May (1977) notaron que una vez que se ha excedido Fmrs la población fluctuará más severamente y su tiempo de retorno a las condiciones de equilibrio se incrementará marcadamente.
El tipo apropiado de modelo de producción para una pesquería particular puede conocerse sólo después de que ha ocurrido una sobrepesca y el esfuerzo total que proporciona el MRS ha sido excedido, revelando así la forma de la relación. La captura total puede entonces caer (implicando un modelo en forma de domo), o alcanzar una plataforma (como ocurre a menudo en pesquerías de camarones tropicales). Estrategias controladas de sobrepesca han sido propuestas como una vía para determinar mejor las condiciones del MRS y, como se notó anteriormente, éstas a menudo ocurren a pesar de un objetivo establecido de ordenación basado en el MRS. Debido a que, en el mejor de los casos, el tipo de modelo a usar y el nivel de esfuerzo o mortalidad por pesca que corresponden aproximadamente al MRS pueden conocerse sólo groseramente, se han definido otros PRO más conservadores "modelos de producción- basados".
Siguiendo el concepto de Captura Marginal de Gulland, Doubleday (1976) postuló que pescar con un nivel de esfuerzo que corresponda a 2/3 del esfuerzo necesario para obtener el MRS podría permitir que una fracción muy grande (aproximadamente el 80 %) del MRS sea obtenida, con una disminución significativa del riesgo de colapso de la población. Este objetivo, aunque más seguro que Fmrs, a nuestro juicio ha sido injustamente criticado como arbitrario, empírico e insensible a los cambios en el reclutamiento. Puede ser útil destacar que este enfoque de fijar niveles de referencia para F puede ser generalizado para otros modelos de población comúnmente utilizados (Tabla 1) y puede ser considerado como un enfoque precautorio para usar los resultados de los modelos de producción. Esta tabla muestra que el reducir los niveles de esfuerzo por debajo de aquel que produce el MRS no resulta en una reducción correspondientemente grande en la captura de equilibrio a largo plazo, una vez que la población se haya recuperado de una tasa alta de explotación previa.
Sissenwine (1978) ha señalado que, para poblaciones poco estudiadas, el MRS a menudo ha sido erróneamente equiparado con el Máximo Rendimiento Promedio (MRP). Esta última cantidad ha sido ocasionalmente utilizada como PRO, pero le da un peso peligroso a los primeros años de la pesquería, cuando las capturas fueron altas debido a que la población estaba siendo pescada en un nivel de biomasa virgen. Otra vez, el uso de puntos de referencia basados en el RMP parecerían requerir un grado apropiado de precaución, tal como se describió en el párrafo anterior.
Una interpretación más racional del MRS para una población sujeta a amplias variaciones en el reclutamiento seria la captura que podría ser removida a perpetuidad con una aceptada probabilidad de no amenazar al recurso (Sissenwine, 1978). El ICES (1993a) ha estado recientemente considerando esta interpretación como un enfoque para la ordenación estable a largo plazo de las pesquerías. Interpretaciones similares del MRS están actualmente en uso en la ordenación de las pesquerías de Nueva Zelandia (Annala, 1993). La primera es una interpretación estática denominada Captura Máxima Constante (CMC) la cual se define como "La captura máxima constante que se estima puede ser sustentable, con un nivel aceptable de riesgo, para todos los niveles futuros de biomasa". Esta interpretación es radicalmente diferente del MRS como normalmente se deriva, ya que implica niveles mucho menores niveles de mortalidad por pesca (Fcmc) y de captura que a Fmrs. La segunda interpretación es una interpretación dinámica llamada Captura Anual Actual (CAA), la que se define como la captura de un año calculada al aplicar una mortalidad por pesca de referencia, Fref, a un estimado de la biomasa disponible durante el siguiente año de pesca. Fref es el nivel de mortalidad por pesca instantánea que, si se aplica cada año, podría, dentro de un nivel de riesgo aceptable, maximizar la captura promedio de la pesquería (Fref a menudo se fija igual a F0.1). En el proceso de evaluación de pesquerías de Nueva Zelandia, el Máximo Rendimiento Promedio (MRP) es el promedio a largo plazo de las CAAs, y es más alta que la CMC ya que las CAAs siguen muy de cerca la trayectoria de las variaciones de la biomasa disponible para la pesca (Annala, 1993).
En conclusión, ahora es evidente que a partir de la variedad de dificultades técnicas, conceptuales y prácticas asociadas con el uso de Fmrs como un PRO, éste debería utilizarse mejor como un PRL como se discute en la Sección siguiente.
El hecho de que los modelos de producción combinan todos los aspectos de la productividad de la población, del reclutamiento, el crecimiento y de la mortalidad e ignoran detalles tales como la edad/tamaño de reclutamiento, ha conducido al uso de los modelos analíticos, estructurados por edades, basados en una detallada dinámica de las poblaciones. Estos son particularmente útiles cuando hay diferentes componentes de la flota explotando diferentes grupos de edades y cuando las regulaciones sobre los artes de pesca que afectan a la edad/tamaño de primera captura pueden ser una importante herramienta de ordenación.
En sus inicios, la teoría de la dinámica de poblaciones de recursos explotados enfatizó el cálculo de Fmáx, el nivel de mortalidad por pesca, para un determinado tamaño de primera captura, que maximiza el rendimiento promedio de cada recluta que entra a la pesquería. El análisis de rendimiento-por-recluta utiliza la información del crecimiento promedio individual, la mortalidad natural y la vulnerabilidad a la pesca. Esta ha sido una de las piedras angulares para la ordenación pesquera y, al igual que el MRS, ha sufrido numerosas fallas como un PRO.
El uso del rendimiento-por-recluta como una variable de referencia no toma en cuenta los efectos de la mortalidad por pesca sobre la proporción de peces maduros que se dejan en la población y, por lo tanto, en su potencial reproductivo. Aunque la generalización sobre el desempeño relativo de los Puntos de Referencia desarrollados a partir de los modelos de producción y analíticos puede ser peligrosa, parece haber poca duda de que Fmáx es usualmente mayor que Fmrs y, que el pescar con esta tasa durante un período largo de tiempo, está sujeto a deprimir a la población desovante y a reducir el futuro reclutamiento (Clarke, 1991). Aunque pueden haber buenas razones para eliminar el uso de Fmáx como un PRO, ésta podría considerarse como un límite superior para F, i.e. como un PRL para la población.
Para muchas especies no hay un máximo claro en la curva de rendimiento-por-recluta contra F. El nivel de mortalidad por pesca F0.1 propuesto como un PRO conservador por Gulland y Boerema (1973) no requiere que haya un máximo, siendo un criterio arbitrario basado en la pendiente en el origen de la curva de rendimiento-por-recluta. F0.1 es la tasa de mortalidad por pesca a la cual la pendiente de la curva de rendimiento por recluta, como una función de la mortalidad por pesca, está al 10 % de su valor en el origen (Fig. 5). En Sudáfrica se utiliza un criterio incluso más restrictivo, el de F0.2.
Figura 5: Ilustración del método para definir F0.1, dada una relación conocida entre la tasa de mortalidad por pesca y el rendimiento por recluta, como el punto en la curva de rendimiento por recluta en el cual la pendiente de (una línea tangencial a) la curva es 1/10 de la pendiente (una línea tangencial a) de la curva en su origen.
La medida de F0.1, aunque arbitraria, es en un sentido un criterio bioeconómico, ya que un rendimiento marginal menor al 10 % se percibe cercana al punto en el cual la mayoría de los administradores pesqueros considerarían que posteriores incrementos del esfuerzo, o de la mortalidad por pesca, económicamente ya no tendrían ningún valor. Esta medida ha sido ampliamente utilizada en muchas pesquerías del Atlántico Noroccidental (Rivard y Maguire, 1993; Hildén, 1993). Estrategias "F-basadas" han sido seguidas en Canadá oriental por más de una década y F0.1 es a menudo utilizada en el establecimiento de cuotas de captura.
El conocimiento de la captura correcta es esencial para estimar los valores actuales de F bajo un control de cuotas, pero se sabe que hay problemas sustanciales con la exactitud de los reportes de las capturas comerciales. Esto ha afectado las evaluaciones de poblaciones y ha sido especialmente pronunciado donde hay una sobrecapacidad de la flota. Con reportes subestimados de la captura existe una alta probabilidad de que los valores objetivos de F sean excedidos. Esto, y no sólo los cambios en F0.1 que ocurren cuando se cambia el patrón de pesca y los valores de entrada de M (Jakobsen, 1992), puede ser la explicación principal a las declinaciones ocurridas en varias poblaciones cuando la ordenación se hizo bajo el criterio de F0.1.
El análisis de rendimiento-por-recluta indica la edad/tamaño promedio de los peces en la captura que proporcionan el máximo rendimiento-por-recluta para un determinado grupo de parámetros poblacionales y un nivel dado de mortalidad por pesca. Cuando los datos requeridos para estimar un nivel óptimo de mortalidad por pesca no están disponibles, el tamaño promedio de los peces capturados puede ser utilizado conjuntamente con otros datos como un PRO "substituto".
El uso del tamaño promedio de los peces como un PRO puede estar basado en un análisis de rendimiento-por-recluta o puede considerar la ojiva de reclutamiento (reclutamiento parcial) en relación con el tamaño de primera madurez sexual. Un objetivo racional podría estar orientado hacia una tasa de explotación tal que el tamaño de los peces capturados sea igual a, o mayor que, el tamaño promedio de madurez sexual. Así, al menos el 50 % de los individuos tendrían la oportunidad de reproducirse. Para especies iteróparas la relación de este objetivo con un % BPD-objetivo (ver abajo) dependería de M, la cual determina el número promedio de años que puede esperarse que un pez maduro desove en una población no sujeta a pesca, antes de que muera por causas naturales. Caddy y Die (en prensa) sustituyeron la longitud promedio al tiempo de la madurez sexual en la ecuación de Beverton y Holt que relaciona Z con el tamaño promedio de la captura para estimar el valor correspondiente de referencia para la mortalidad total Z*. Esto puede ser útil cuando están disponibles estimados de Z a partir de datos de prospecciones, pero no existan datos de captura para poder estimar el tamaño promedio.
Las nuevas pesquerías usualmente se desarrollan en ausencia de una información adecuada sobre evaluaciones y la ordenación tiene que realizarse a partir de la información disponible. Un enfoque cauteloso podría resultar en una subexplotación, pero no necesariamente conduciría a una pérdida de captura a largo plazo. En la década de los 60 y los 70, muchas nuevas pesquerías se desarrollaron en diversas partes del mundo, para las cuáles los únicos datos sobre el estado de la población fueron una o más prospecciones exploratorias que proporcionaron estimados de la biomasa. En un intento por proporcionar algunas bases para el desarrollo de las flotas y de las pesquerías, Gulland (1973) propuso una fórmula empírica simple para el MRS en términos de la biomasa virgen B0 y la tasa de mortalidad natural, M: específicamente, MRS = 0.5MB0 (una reformulación de la segunda ecuación de captura en el Anexo I). Esta fórmula sigue al modelo simétrico de producción de Schaefer al asumir que el MRS ocurrirá a la mitad del tamaño de la población virgen B0, y que el punto de MRS las tasas de mortalidad por pesca y mortalidad natural serán iguales. Posteriormente la ecuación fue generalizada a MRS=x.M.B0 con un valor de x relacionado con las características de la población y se propusieron variaciones para acomodar situaciones en las cuales ya existía alguna mortalidad por pesca (Gulland, 1983). García et al. (1989) propusieron varios estimadores para el MRS en el caso de que no estuvieran disponibles las series de datos históricos.
Para muchas poblaciones, hay pocas evidencias empíricas de que Fmrs=M. Beddington y Cooke (1983) sugirieron que x es generalmente menor que 0.5, mientras que García y LeReste (1981) sugirieron que valores de x=0.32 a x=0.44 son apropiados para peneidos tropicales. A partir de un grupo de 11 poblaciones Caddy y Csirke (1983) encontraron valores de x entre 0.33 hasta por lo menos 4. Los valores más bajos fueron los de las poblaciones de camarones y sardinas de vida corta, y los más altos los de dos especies de peces demersales del norte depredadores apicales con bajas tasas de mortalidad natural. A partir de un análisis de varias poblaciones de peces pelágicos pequeños, Patterson (1992) encontró que sólo bajas tasas de explotación, correspondientes a valores no mayores de x = 0.33, son sustentables. Para pesquerías nuevas en Nueva Zelandia se utiliza un enfoque conservador, cuando la CMC = 0.25F0.1B0 (Annala, 1993). Estos indicadores, aunque muy aproximadas, pueden ser los únicos inmediatamente disponibles para establecer Puntos de Referencia Precautorios para muchas poblaciones de peces de países en desarrollo.
Debido a que descomponer la mortalidad total en componentes debido a la pesca, a la depredación, etc. es a menudo problemático, pueden existir ventajas al expresar los Puntos de Referencia en términos de la mortalidad total Z experimentada por la población debida a todas las causas de muerte. Las poblaciones vírgenes están dominadas por individuos grandes y viejos, cuya contribución a la producción biológica (crecimiento, captura, mas las muertes debido a la depredación) es menor que la de los individuos más jóvenes que gradualmente dominan la población a medida que se intensifica la explotación. De esta manera, nosotros podemos postular que hay un nivel de mortalidad, Zmpb, al cual se obtiene Máxima Producción Biológica de la población (Caddy y Csirke, 1983).
Para el modelo de Schaefer, Zmpb y Fmpb corresponden a una mortalidad por pesca que es consistentemente inferior a Fmrs, siendo progresivamente así para las especies de niveles tróficos inferiores que poseen tasas de mortalidad natural más altas (Fig. 4). Las simulaciones muestran que es difícil producir mortalidades por pesca excesivamente altas utilizando este PRO (Caddy y Die, en prensa). Debería existir poco riesgo de un colapso inducido por el ambiente cuando la población está en su máxima capacidad productiva.
Además de los PROs basados en el tamaño de reproducción (Sección 2.4.3) y debido a la dependencia frecuentemente demostrada del reclutamiento y la población desovante, hay un papel potencial para los PROs que aseguran que la capacidad de reproducirse de la población será conservada. Los PROs basados en consideraciones sobre el reclutamiento pueden derivarse de la relación stock-reclutamiento (S-R), o de la extensión del análisis de rendimiento por recluta que incorpora la edad/tamaño de primera madurez sexual al calcular la biomasa desovante por recluta (BDR) a distintos niveles de F. Recientemente, estos dos tipos de análisis han sido unidos para calcular los niveles de biomasa poblacional asociados con varios niveles de BDR. Los objetivos pueden ser establecidos en términos de una biomasa de la población o una biomasa de la población desovante que se espera produzca el número deseado de reclutas, o en términos del nivel de mortalidad por pesca que se espera resulte en estos niveles de biomasa o de BDR.
Los primeros enfoques del análisis de la relación stock-reclutamiento involucraron el ajuste de varios tipos de curvas a datos de series de tiempo sobre el tamaño de la población y el reclutamiento. En todas las relaciones S-R, la biomasa de desove que se corresponde con el Máximo Excedente Reproductivo Bmer, ocurre a algún nivel intermedio entre un tamaño de la población alto o muy bajo (Ricker, 1975) (Fig. 6). En teoría, para cualquier tamaño de la población mayor que Bmer hay un nivel de mortalidad por pesca, Fmer, que podría permitir que la Bmer sobreviva y se reproduzca ese año. En la práctica, dada las variaciones naturales del tamaño de la población año a año, este nivel de mortalidad por pesca tendría que ser cambiado anualmente para lograr un "escape constante" de la Bmer. De esta forma, la tasa de pesca que podría permitir un escape constante debe ser calculada anualmente. Esta puede ser una estrategia útil para la ordenación del salmón, el cual puede ser contado durante sus migraciones de desove río arriba, pero probablemente excede los niveles de información para la mayoría de las poblaciones ampliamente dispersas de alta mar. Un problema adicional con el uso directo de la relación S-R está en determinar el modelo stock-reclutamiento correcto que se va a utilizar bajo condiciones de alta variabilidad en el reclutamiento.
Figura 6: Ilustración de una relación generalizada entre el tamaño de la población desovante y el número de reclutas (progenie) (Ricker, 1975). La línea A-B corresponde al tamaño de la población o biomasa desovante para esta relación específica, donde el excedente de la progenie sobre el tamaño de la población parental está al máximo: el punto de Máximo Excedente Reproductivo.
La considerable variabilidad en los datos de reclutamiento y otros problemas metodológicos (Walters y Ludwig, 1981) ha hecho difícil, para muchas poblaciones, describir relaciones estadísticamente significativas y biológicamente razonables entre el tamaño de la población desovante y el número de reclutas. Este problema ha conducido a otros enfoques en el uso de datos de S-R para generar Puntos de Referencia. Evans y Rice (1988) proponen métodos para predecir directamente el reclutamiento a partir de observaciones sobre la población y el reclutamiento sin que medie una relación funcional. Getz y Swartzman (1981) proponen un enfoque en que un diagrama de puntos de S-R podrían ser divididos en un rango de valores de la biomasa poblacional y el reclutamiento. Como una guía para establecer un rango de biomasas como objetivo de ordenación, así como el grado en que puede ser necesario evitar bajos niveles de biomasa, se puede utilizar una matriz de transición que indique la probabilidad de cada rango de valores de reclutamiento que resulta de cada rango de biomasas. Uno de los principales problemas del análisis de S-R es que se necesita de una serie de tiempo relativamente grande que abarque un rango de tamaños de población (Meyers et al., 1994) para producir una curva confiable de stock-reclutamiento. Raramente esta curva está disponible para establecer PROs para poblaciones recientemente explotadas o poco estudiadas.
El cálculo de la "biomasa desovante por recluta" (BDR) es una extensión del análisis de rendimiento-por-recluta que puede desarrollarse, si está disponible la información sobre madurez sexual/fecundidad por tamaño/edad, ante la ausencia de datos históricos (Gabriel et al., 1989). Mace y Sissenwine (1993) explican la derivación y aplicación de los Puntos de Referencia basados en cálculos de la BDR. A diferencia del rendimiento-por-recluta que exhibe un máximo cuando F aumenta, la BDR decrece monotónicamente. La BDR usualmente se expresa como un porcentaje de la BDR bajo condiciones de ausencia de pesca (i. e. a un nivel de biomasa desovante virgen, B0) y se designa indistintamente como (% BPDR o % BDR). La F que produce cualquier valor de %BDR se designa como F%BDR o simplemente F%.
Los Puntos de Referencia basados en BDR o en %BDR sólo han sido definidos recientemente, basados en la relación entre BDR y las tasas de supervivencia (R/S) obtenidas a partir pares de observaciones de la relación stock-reclutamiento (Fig. 7). Para cualquier nivel de F existe una línea recta correspondiente, que va a través del origen del diagrama de puntos de S-R. La pendiente de esta línea es el inverso de la BDR que corresponde al nivel de F. Los valores S-R y el ploteo pueden entonces utilizarse para seleccionar una tasa de supervivencia para usarse como un Punto de Referencia. Esto puede transformarse de nuevo en valores de BDR y proyectarse en una escala de F para determinar los niveles de F correspondientes. El nivel de referencia Fref (Sissenwine y Shepherd, 1987), también referido como Fmed por el ICES (ICES 1993b), corresponde a la línea que representa una tasa promedio de supervivencia, S/R = 1, a la cual la población se reemplaza así misma. A este nivel de debería esperarse que SR sea > 1 en el 50 % de los años, i.e. corresponde a la F donde el reclutamiento en la mitad de los años balancea bien las pérdidas debidas a la mortalidad.
La intensidad de pesca y la disminución de las poblaciones en el Atlántico Norte en los años recientes, ha conducido a los científicos pesqueros a enfatizar las consideraciones sobre la población desovante a la hora de asesorar a los agentes vinculados a la ordenación pesquera. De esta manera, la utilización de PROs "reclutamiento-basados" y derivados de datos de la BDR y de la relación S-R, ha comenzado en el área del ICES (ICES 1984). El ICES estima de manera rutinaria los tres niveles de referencia siguientes para F: Falta, Fmed, y Fbaja. La Fbaja y la Falta incluyen a la Fmed, y se definen de manera similar para dejar el 90 % y el 10 % de los puntos (datos) del reclutamiento por encima de la línea a través del origen que corresponde a dichos niveles de mortalidad por pesca (Fig. 7). Asumiendo que la relación S-R continúa como en el pasado, ellos tienen las siguientes propiedades (ICES, 1991; Jakobsen, 1992):
Fbaja - baja probabilidad de declinamiento de la población y alguna esperanza de incremento de la población,Fmed - probabilidad de que los niveles actuales de la población serán sostenidos,
Falta - probabilidad de que la pesca a este nivel resultará en un declinamiento de la población.
Más recientemente el ICES ha tendido a mirar a la Fmed como un Punto de Referencia Límite debido a que a niveles de F superiores a Fmed puede esperarse un declinamiento de las poblaciones (Sección 5.6).
Estas medidas parecen ser menos vulnerables a las consecuencias de asumir valores incorrectos de M que niveles de Fmáx y de F0.1 (Jakobsen, 1992). La Fmed cayó cerca de la Fmáx y de Fmrs para el eglefino del Banco de George (Gabriel et al., 1989).
Las simulaciones mostraron que para las poblaciones demersales del Norte, una captura de al menos el 75 % del MRS es posible mientras se mantenga la biomasa desovante en un marco de 20-60 % del nivel virgen, independientemente de cuál sea la relación desovante-recluta (Clarke, 1991). Una biomasa de desove relativa puede mantenerse dentro de este rango al escoger un valor de F que reduzca la biomasa de desove por recluta a un nivel del 35 % del nivel virgen. Este valor de F usualmente está muy cercano a F0.1 (Clarke, 1991). Las variaciones en el reclutamiento llaman a un nivel objetivo para la BDR ligeramente más alto, alrededor del 40 %, particularmente si hay una correlación serial en el reclutamiento (Clark, 1993). El análisis de Thompson (1992) sobre la incertidumbre en la relación stock-reclutamiento apoya estos hallazgos y sugiere la conclusión intuitiva de que F debería ser reducida cuando la relación S-R es incierta.
En un estudio comparativo reciente, el % de la BDR se encontró positivamente correlacionado con la mortalidad natural y negativamente correlacionado con varios índices de tamaño; de esta forma, el bacalao y la mayoría de los peces planos requieren bajos niveles de % de BDR, pero, para un reemplazo consistente de la población, algunos pelágicos requieren valores tan altos como el 40-60 %. Aunque estas conclusiones están de acuerdo con las de la sección anterior sobre los Puntos de Referencia basados en M, probablemente es peligroso utilizarlas fuera de su región geográfica de origen, debido a que los datos en que se basan estas generalizaciones provienen principalmente de recursos pesqueros de altas latitudes. A pesar de esto, el uso de un criterio del % de la BDR no demanda tanta información como otros criterios basados en la reproducción y tienen un amplio potencial en el contexto de las pesquerías en desarrollo.
Mace (1994) observó que los PROs y los PRLs son altamente dependientes del grado de denso-dependencia en la relación S-R. Ella recomendó que cuando la relación S-R es desconocida, debe adoptarse una F40% como objetivo de mortalidad por pesca, pero que ésta sea ajustada para acomodar cualquier grado de denso-dependencia, conocida o supuesta, en la relación S-R. Esto se corresponde con un reclutamiento de aproximadamente el 50% del esperado para una población virgen. Para PROs "reclutamiento-basados", donde la biomasa es expresada en relación a la biomasa virgen, esta última se estima por la intersección de la curva de S-R, o reclutamiento medio, con la línea de reemplazo que se corresponde con F=0, la condición virgen.
Se cree que las fuerzas normales del mercado maximizan los beneficios económicos para los participantes (Gordon, 1954), pero en pesquerías de acceso abierto, los esfuerzos individuales de los agentes privados (pescadores), cada uno trabajando para mejorar su situación económica individual, no "guía la suma neta de las actividades privadas hacia el bien común". De hecho, los análisis recientes de las tendencias globales en las pesquerías han revelado que los altos niveles de sobre-inversión en las flotas es la mayor causal de sobrepesca dentro y fuera de las ZEEs (FAO, 1992a, b). Combinado con restricciones a las pesquerías dentro de las ZEEs, esto ha motivado el movimiento hacia pesquerías sin restricciones más allá de las 200 millas. La suma total de los subsidios a la pesca se estimó aproximadamente en US$ 54,000 millones por año (FAO, 1992b). Por lo tanto, el desarrollo de criterios efectivos de ordenación potencialmente podría liberar recursos financieros sustanciales y globales, así como reduciría los impactos adversos en las poblaciones.
Existe una extensa literatura sobre la teoría económica en pesquerías, teoría en la cual es central el modelo de producción en equilibrio de Gordon-Schaefer (Gordon, 1954; Schaefer, 1957; Clark, 1983). Esta teoría sostiene que hay un PRO económico, el Máximo Rendimiento Económico (MRE), el cual ocurre a un nivel de esfuerzo sobre el recurso que proporciona el mayor margen de ingresos sobre los costos (Fig. 8). Para una curva lineal de costos, esto ocurre, inevitablemente, a la izquierda del MRS en el eje del esfuerzo de pesca. Debido a que la Fmre ocurre a niveles de esfuerzo menores que la Fmrs, el uso de este Punto de Referencia Objetivo de tipo económico es menos propenso a producir una sobrepesca biológica que el uso de la Fmrs.
Como un PRO la Fmre responde a cualquier cambio en el ambiente económico que afecte ya sea al valor del pescado como al costo de su pesca. También puede ser dependiente de cambios en la abundancia de los peces, si los precios del mercado se incrementan con la disminución de la abundancia y es independiente de la disponibilidad de recursos similares en otras partes. Los subsidios, o consideraciones económicas externas, tales como los precios del combustible, afectarán también la localización de un Punto de Referencia económico (e.g. Panayotou, 1988).
Bajo ciertas circunstancias, cuando las capturas totales están reducidas, el efecto de los suministros en los precios del pescado puede resultar en una alta ganancia total, o ganancia por unidad de captura. Esta característica puede ser considerada al establecer como objetivo los niveles de pesca o las capturas, pero es menos probable que sea efectivo en situaciones donde los precios del pescado son fijados por mercados globales, e.g. la pesquería de atunes para la industria de enlatados.
El valor de una unidad de peso de la captura desembarcada puede variar de acuerdo al tamaño de los individuos y en una pesquería multiespecífica de acuerdo a la composición por especies. El tamaño de los peces y la composición por especies son funciones de la mortalidad por pesca y, basados en criterios puramente económicos, pueden ser utilizados como puntos de referencia objetivos. Incluso, si el actual valor objetivo de la F no puede ser estimado, en teoría F podría ser ajustada en incrementos hasta que se logren las características deseables en la captura.
Al considerar PROs basados en criterios económicos, es importante estar conscientes de los efectos que la práctica de los descuentos puede tener en los puntos de referencia. Al evaluar los proyectos de inversión, incluyendo la ordenación de los recursos, los economistas descuentan el valor futuro de cualquier producto. Las tasas de descuento pueden ser del orden del 10 %. En el caso de una pesquería donde la tasa de crecimiento poblacional no excede la tasa de descuento, una aplicación estricta de la teoría económica sugeriría que en la ausencia de otras consideraciones (tales como un valor económico colocado en el uso del recurso con fines recreativos), toda la población debiera ser capturada ahora y los resultados de sus ventas deberían ser invertidos. Especies de larga vida con bajas tasas de crecimiento, tales como las ballenas, caen claramente dentro de esta categoría. La contradicción flagrante entre este enfoque económico común y el concepto de sustentabilidad, constituye una paradoja sin resolver (Hilborn y Walters, 1992).
2.5.1 Fmrs como un PRL
2.5.2 PRLs derivados de consideraciones stock/reclutamiento
2.5.3. Otros PRLs biológicos
2.5.4 PRLs derivados de consideraciones económicas
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LOS ESTADOS TOMARAN MEDIDAS PARA VELAR QUE NO SE REBASEN LOS PUNTOS DE REFERENCIA CUANDO LAS CAPTURAS SE ACERQUEN A ESTOS. EN CASO DE QUE SE REBASEN ESOS PUNTOS DE REFERENCIA, LOS ESTADOS ADOPTARAN SIN DEMORA, CON OBJETO DE RESTABLECER LAS POBLACIONES DE PECES, LAS MEDIDAS ADICIONALES DE CONSERVACION Y ORDENACION ESTABLECIDAS CON ARREGLO AL PARRAFO 3(b)." Artículo 6.4 Naciones Unidas, 1995 |
El uso de Fmrs como un PRL, en lugar de un PRO, proporcionaría flexibilidad al escoger un PRO más cauteloso basado en F, que tiene características útiles para la ordenación (McGarvey y Caddy en prensa). Esto se ilustra en la Fig. 9. Es necesario poseer información sobre la variabilidad asociada con el estimado actual de la mortalidad por pesca, Fact. Mientras que tal información se reporta poco frecuentemente en la literatura, parece improbable que para pesquerías bien estudiadas el coeficiente de variación para F sea menor al 15-30 %. Para pesquerías poco estudiadas, éste probablemente será mayor. En el ejemplo hipotético mostrado en la Fig. 9, la Fmrs = 0.6 se asume como un PRL. La tasa actual de mortalidad por pesca Fact, que será ejercida en la actual estación, no se conoce con precisión, pero se muestran dos distribuciones de probabilidades acumulativas, una que corresponde a un alto nivel de precisión (c.v. = varianza/media = 20%); y la otra a un nivel bajo (c.v. = 40%). Las medias de ambas distribuciones se posicionan relativamente cerca una de la otra a lo largo del eje de las X, de tal forma que los puntos para los cuales hay un 10% de probabilidad de que Fact> = Fmrs =0.6 coinciden. Es claro que para que esta situación prevalezca el centro o la media de la distribución de Fact, que se conoce imprecisamente, debe localizarse a una tasa inferior de mortalidad por pesca que cuando exista una información estadística más precisa.
En términos simples, este ejemplo trata de demostrar que la colecta de estadísticas completas y precisas, que permiten calcular con mayor precisión la tasa de mortalidad por pesca, permite mantener una tasa de pesca más alta, con el mismo riesgo de excederla, que si a la colecta de datos se le confiere una baja prioridad. Esto ilustra claramente el valor económico de un buen sistema de colecta de datos en un sistema de ordenación basado en la precaución.
Un uso más elaborado del MRS como un PRL fue desarrollado en el Nuevo Procedimiento de Ordenación desarrollado por la Comisión Ballenera Internacional (Garrod y Horwood, 1979), donde se acordó una captura máxima de un 90% del MRS (fijada al 60% del nivel de la población sin explotar). Esto fue para reducir la captura máxima en un 10% cada vez que la población caiga 1% por debajo del nivel requerido para producir el MRS. De esta forma, tan pronto como el tamaño de la población desciende debajo del nivel del 90% del MRS, hay un umbral al cual la población entra en una categoría de completamente protegida. Este ejemplo también ilustra otra característica esencial de un sistema de ordenación "PRLs-basado": la negociación previa de futuras respuestas automáticas de ordenación una vez que el sistema entra en un estado acordado de peligro.
Los lineamentos para los planes de ordenación de las pesquerías de los EU establecen que, aunque algunos tipos de sobrepesca pueden ser permisibles (por crecimiento, localizadas y de pulsos), la ordenación debe cuidarse de la sobrepesca por reclutamiento. Mace y Sissenwine (1993) notaron que hasta la fecha el 60 % de las definiciones de sobrepesca han estado basadas en el análisis de la biomasa de la población desovante/reclutas (BPD/R), con valores típicos oscilando un 20-35 % de los niveles de la población virgen. En respuesta a los lineamentos anteriores y para MBALS en las evaluaciones del ICES, recientemente ha habido una considerable actividad destinada a desarrollar varios métodos para calcular el reclutamiento basados en PRLs y en evaluar su interrelación con varios PROs (Mace y Sissenwine, 1993; Clark, 1993; Goodyear, 1993; ICES, 1993b;, Mace, 1994; Myers et al., 1994). La mayoría de estos PRLs son variaciones de los PROs discutidos en la sección anterior, y son derivados de una manera similar.
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LOS ESTADOS DEBERAN SER ESPECIALMENTE PRUDENTES CUANDO LA INFORMACION ES INCIERTA, POCO FIABLE O INADECUADA. LA FALTA DE INFORMACION CIENTIFICA ADECUADA NO SE ADUCIRA COMO UNA RAZON PARA APLAZAR LA ADOPCION DE MEDIDAS DE CONSERVACION Y ORDENACION O PARA NO ADOPTARLAS. Artículo 6.2 Naciones Unidas, 1995 |
Ft es un PRL extremo para la biomasa de la población desovante que se basa en la pendiente en el origen de la relación S-R (Mace y Sissenwine, 1993). Cuando F > Ft , la extinción efectiva de la población es segura. Una vía propuesta para estimar Ft es utilizar el percentil 90 de las tasas observadas de supervivencia (S/R); que es lo mismo que la Falta del ICES. Sin embargo, los autores notaron que si el reclutamiento es altamente variable y la mayoría de las observaciones de S-R son a un bajo tamaño de la población, este enfoque probablemente sobreestimará Ft . De hecho, si el diagrama de S-R consiste sólo de puntos sobre la parte lineal ascendente de la curva, Ft será más aproximada al percentil 50 de las tasas de supervivencia observadas, que es lo mismo que la Fmed del ICES. Incluso para una población en la que los datos de stock-reclutamiento cubren el rango completo de tamaños de la población y dado que la disminución declinamiento podría esperarse a niveles sostenidos de F por encima de la Fmed, parece que para la mayoría de las poblaciones la Fmed puede ser el PRL "reclutamiento-basado" más racional.
A partir de un análisis teórico de los puntos de referencia biológicos para poblaciones con un amplio rango de características del ciclo de vida, Mace (1994) recomienda que cuando la relación S-R se conoce, los PROs deberían ser estimados directamente. Ella plantea que probablemente ni la pendiente en el origen de la relación S-R ni la BPD que podría proporcionar el 50% del reclutamiento máximo (Rmáx) pueden ser PRLs conservadores y "...probablemente deberían ser tratados como límites absolutos que no deber ser cruzados". En vista de esto, ella recomienda una F objetivo que deberá ser tan cercana como sea posible a la Fmrs, sujeta a la restricción de que la probabilidad de que la biomasa de la población caiga por debajo de 100.t.B0, no debería ser mayor de 0.05.
Myers et al. (1994) prosiguió el tema de definir los PRLs basados en la conservación de la biomasa de la población desovante utilizando datos de la relación S-R de 74 poblaciones, para las cuales habían >20 años de datos. Ellos evaluaron ocho métodos para estimar la biomasa crítica de la población desovante (% BPD). De seis métodos basados en un ajuste de la relación S-R, dos estimaron el punto % BPD donde el reclutamiento esperado estaría al 50 % de su valor máximo. Los restantes cuatro estimaron el punto crítico al 20 % de la biomasa virgen estimada. Ellos concluyeron que no hubo un método único para estimar los niveles de desove para todas las poblaciones. Sin embargo, propusieron un grupo de criterios simples para determinar si un PRL estimado a partir de datos de S-R utilizando los criterios mencionados anteriormente, es sensible. Estos están basados en las pendientes relativas de los puntos de S-R transformados a logaritmos, arriba y abajo de los PRL estimados:
- Si ambas pendientes son positivas y la pendiente sobre el PRL es menor que la de abajo, el PRL es sensible,- Si ambas pendientes son positivas y la pendiente sobre el PRL es mayor que la de abajo, el PRL probablemente está establecido a un nivel demasiado bajo de biomasa,
- Si ambas pendientes son negativas, el PRL probablemente es conservador,
- Si la pendiente sobre el PRL es positiva y la de abajo es negativa, los datos deberían ser considerados como no interpretables.
Otra regla simple es que el reclutamiento abajo del PRL debería ser como promedio más bajo que sobre el PRL (ICES, 1993b).
Los métodos anteriores dependen de la disponibilidad de datos de S-R. En ausencia de información sobre la población y el reclutamiento, la asesoría práctica en ordenación ha estado basada en generalizaciones a partir del examen de un gran número de poblaciones explotadas. Un análisis de un conjunto de datos de población y reclutamiento de 91 poblaciones de Norte América y Europa sugiere que para las poblaciones que se considera tienen una "resiliansa" (del inglés resilience) promedio, un nivel de biomasa del 20 % de la población virgen debería ser considerada un PRL reclutamiento-basado. En el caso de poblaciones poco conocidas, el PRL debería ser establecido al 30 % del nivel de la biomasa virgen. El análisis teórico de Mace (1994) apoya estas recomendaciones y sugiere que estos resultados pueden ser aplicables a poblaciones fuera del Atlántico Norte.
Si la edad de primera captura cae por debajo de la edad de primera madurez sexual hay un riesgo de sobrepesca por reclutamiento. Si el control del esfuerzo pesquero es inalcanzable, podría utilizarse un Punto de Referencia que requeriría que la pesca sólo tomase aquellos individuos en y por encima del tamaño de primera madurez sexual, sin descartar o dañar individuos por debajo de este tamaño.
Die y Caddy (en prensa) sugirieron otras posibles señales de aviso, las cuales podrían ser adoptadas como PRLs en ausencia de informaciones adecuadas o de análisis más precisos, como a menudo es el caso con pesquerías en países en desarrollo. Estas incluyen: (a) cuando la mortalidad total Z aumenta por encima de algún valor acordado, tales como los correspondientes a Zmpb o Z* de la población (Sección 2.4); (b) cuando la proporción de individuos maduros en la población disminuye por debajo de algún porcentaje de la población virgen previamente acordado, y (c) cuando el reclutamiento anual permanece pobre para un número predeterminado de años. Otros índices robustos, que están a menudo asociados con un tamaño reducido de la población y por consiguiente con una competencia intraespecífica reducida, son el incremento del peso - a una edad- y un menor tamaño de madurez sexual, pero en el momento en que estos indicadores hayan cambiado significativamente, la sobrepesca ya puede ser severa. La Figura 10 ilustra el uso de datos de prospecciones para monitorear el estado de la población en relación a un PRL acordado. Esto puede ser particularmente útil cuando es difícil obtener muestras representativas de la pesquería.
Zheng et al. (1993) comparan y evalúan métodos para la estimación de umbrales para el abadejo y el arenque del Mar de Bering. La mayoría son variaciones de los PRLs tratados anteriormente, pero su tratamiento incluye algunos enfoques diferentes para estimar los PRO, incluyendo la incorporación de umbrales de producción cero y de producción compensatoria en los modelos tradicionales de excedente de producción.
Generalmente se reconoce (Panayotou, 1988) que sobre la curva de ingresos versus el esfuerzo de pesca el punto de "equilibrio económico" es "atractivo", aunque extremadamente indeseable, para una pesquería en acceso abierto, en la cual los ingresos netos de la pesquería igualan los costos de pesca (Gordon, 1954). Más allá de este nivel de esfuerzo la pesquería está operando con pérdidas. Este también es el punto al cual el costo de ordenar la pesquería para una tasa de mortalidad, será teóricamente cero. El nivel de esfuerzo correspondiente a este punto (E en la Figura 8) es incrementado artificialmente cuando los subsidios reducen el costo de la pesca (FAO 1992b).
En situaciones donde la ordenación es imposible, o donde el (los) Estado(s) en cuestión no puede(n) proporcionar alguna forma de ordenación, el punto de equilibrio económico subsidiado debería ser adoptado como un PRL. Esto sería logrado por la eliminación de cualquier subsidio que apoyara al sector pesquero.
Debido a que la captura por unidad de esfuerzo a menudo se asume proporcional a la biomasa (CPUE = q.B) y el ingreso proporcional a la CPUE, el ingreso por unidad de esfuerzo (IPUE) constituye, potencialmente, una variable económica de referencia. Esto puede ser particularmente útil en algunas pesquerías de recursos altamente migratorios donde los métodos de prospección son difíciles de implementar. El punto al cual el IPUE es igual al costo por unidad de esfuerzo es una variación de los PRL sugeridos anteriormente. Presumiblemente, es axiomático que una operación de pesca que no genere renta, pero que contribuya peligrosamente a deprimir la población, es difícil de justificar. Sin embargo, será necesario separar CPUE bajas debido a la disponibilidad (e.g. al principio y final de la estación de pesca local de un recurso migratorio) de aquellas debidas a un tamaño pequeño de la población.
Establecer Puntos de Referencia para pesquerías nuevas o en desarrollo requiere de consideraciones especiales si se quiere evitar la sobrecapitalización. Los Puntos de Referencia serán usualmente derivados de estimados de exploraciones o prospecciones de la biomasa, como los descritos en la sección 2.4.4, con una incertidumbre considerable respecto a los valores apropiados de x a utilizar. Se sugieren estrategias de precaución o de prueba, que restrinjan la pesquería a intensidades de pesca bien por debajo de los probables niveles de MRS revelados por la pesca exploratoria (Annala, 1993). Una recolección intensiva de datos debería ser un objetivo en una pesquería en desarrollo y el suministro de datos debería ser un requerimiento para otorgar licencias en cualquier pesquería "a escala piloto". Aunque para el ajuste futuro de modelos pesqueros existe la necesidad de adquirir buena información de la pesquería a tamaños bajos de la población, debe reconocerse que en la medida en que se intensifica la explotación, el comportamiento de la población, incluyendo la relación S-R, puede no ser descrita adecuadamente por datos del período en que la tasa de explotación era baja.
Considerando la condición de sobre explotación de muchas poblaciones de peces marinos (FAO, 1994), la rehabilitación de las poblaciones hacia PROs a largo plazo, debe ser una prioridad para la ordenación. La rehabilitación requiere que el esfuerzo se reduzca para permitir la acumulación de un excedente de producción. Esto significa que la industria pesquera debe aceptar una pérdida en las ganancias a corto plazo en recompensa a la expectativa a largo plazo de mayores rendimientos-por-unidad de esfuerzo (Overholtz et al., 1993). Los niveles apropiados de F para la rehabilitación dependerán del nivel de la sobrexplotación y de los impactos económicos de la acción, pero puede necesitarse que sean considerablemente más bajos que aquellos que pueden ser sostenidos a tamaños de la población que constituyan objetivos a largo plazo.
Debido a que la rehabilitación de poblaciones generalmente requiere varios años, la intensidad de pesca necesita ser reducida continuamente durante el período requerido. Para especies de relativamente larga vida, tales como el bacalao y el eglefino, Rosenberg y Brault (1991) mostraron que la rehabilitación sobre períodos moderados de tiempo (digamos 5 años) es económicamente menos destructiva que reducciones cortas y bruscas en la mortalidad por pesca (escenario de rehabilitación en 2 años), pero que períodos de rehabilitación más largos son probablemente demasiado largos para observar signos de recuperación efectiva. Sin embargo, en el caso de poblaciones de corta vida probablemente el tiempo de rehabilitación es consecuentemente más corto. Para muchas poblaciones que actualmente son fuertemente explotadas, cohortes más grandes que las normales progresivamente representan la mayor parte de la captura anual, pero pueden no ocurrir frecuentemente. Un énfasis en la protección de estas cohortes más grandes-que-las normales, puede ser la vía más rápida para rehabilitar una población.
Para la rehabilitación de poblaciones F debe ser inferior a Fmed, el nivel al cual la población se renueva a sí misma (Mace y Sissenwine, 1993). Para poblaciones extremadamente deprimidas Fbajo, el nivel al cual se espera que el reclutamiento exceda el nivel de reemplazo en el 90 % de los años, puede ser la estrategia más apropiada. En cualquier caso, la rehabilitación del nivel de la F objetivo, será un nivel arbitrario que depende de la tasa de rehabilitación deseada. Al igual que con otros puntos de referencia, éste debe ser acordado previo a su implementación y sostenidos en vista de los requerimientos a corto plazo del mercado. En la rehabilitación, en la medida en que la biomasa de la población se incrementa, puede ser razonable permitir que F se acerque progresivamente a la F objetivo. Debido a la inevitable presión de la industria pesquera para incrementar el esfuerzo a altas tasas de captura y a la dependencia de la mayoría de los actuales sistemas de ordenación de la adopción de decisiones de corto plazo, el programa para incrementar la F hasta el nivel objetivo a largo plazo, en relación a los puntos de referencia seleccionados, también deberá ser acordado con anticipación por los participantes.
Se pueden plantear niveles de referencia para la recuperación de poblaciones, los que podrían corresponder a los varios estadios del proceso de recuperación y servir para indicar si el plan de recuperación y aumento de las poblaciones está funcionando. Estos niveles de referencia podrían ser expresados en función a los varios estadios de la población. Por ejemplo, se podría indicar una biomasa de referencia como un porcentaje de la biomasa que se pretende alcanzar; para poblaciones multi-generacionales, se podría indicar una estructura por edades que considere un aumento del número de clases anuales presentes en la población, la expansión del área o del número de localidades ocupadas por la especie y el nivel al cual los requerimientos de las especies predadoras se consideran satisfechos.
En algunos foros se ha hecho referencia a lo que se denominan "Puntos de Referencia Precautorios", donde la intención parece ser la de expresar que tales puntos de referencia, ya sean límites u objetivos, deben usarse de una manera precautoria.
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ARTICULO 6: LA APLICACION DEL ENFOQUE PRECAUTORIO LOS ESTADOS APLICARAN GENERALMENTE EL ENFOQUE PRECAUTORIO A LA CONSERVACION, ORDENACION Y EXPLOTACION DE LAS POBLACIONES DE PECES TRANSZONALES Y LAS POBLACIONES DE PECES ALTAMENTE MIGRATORIAS A FIN DE PROTEGER LOS RECURSOS MARINOS VIVOS Y DE PRESERVAR EL MEDIO MARINO. Naciones Unidas, 1995 |
García (1994) proporciona una discusión de los aspectos que están involucrados en la aplicación del Principio Precautorio a las pesquerías. Su definición de este Principio es:
"Aceptando que, para proteger un área marina de los posibles efectos nocivos de las artes y prácticas de pesca más dañinas, es necesario un enfoque precautorio que puede requerir acciones para controlar las actividades de pesca, incluso antes de que se establezca un vínculo causal por evidencias científicas absolutamente claras.Los Estados aceptan el principio de salvaguardar el ecosistema marino reduciendo las prácticas pesqueras peligrosas, usando las mejores tecnologías disponibles y otros medios apropiados. Esto se aplica especialmente cuando hay razones para asumir que ciertos daños o efectos nocivos sobre los recursos vivos son probablemente causados por tales prácticas de pesca y tecnologías, incluso donde no hay evidencias científicas que prueben un vínculo causal entre las prácticas y los efectos (el principio de la acción precautoria)".
Estos conceptos y los lineamentos para su implementación, han sido posteriormente desarrollados en la Consulta Técnica sobre el Enfoque Precautorio en Pesquerías (FAO/Gobierno de Suecia, 1995). Sus deliberaciones fueron afirmadas en la definición de precaución como: "Cuidado ejercido de antemano para prevenir contra daños y asegurar buenos resultados- previsión prudente."
El uso del término puntos de referencia precautorios no implica ninguna referencia a como el punto de referencia fue desarrollado, o a su fundamento técnico, sino a como éste es utilizado como un componente para una estrategia de ordenación precautoria. Esta parece ser la forma en que el término está siendo utilizado por la "Conferencia de las Naciones Unidas sobre Poblaciones de Peces Transzonales y Poblaciones Altamente Migratorias" (Naciones Unidas, 1995).
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AL APLICAR EL ENFOQUE PRECAUTORIO, LOS ESTADOS: (A) MEJORARAN EL PROCESO DE ADOPCION DE DECISIONES SOBRELA CONSERVACION Y LA ORDENACION DE LOS RECURSOS PESQUEROS MEDIANTE LA Y LA DIFUSION DE LA INFORMACION CIENTIFICA MAS FIDEDIGNA QUE SE DISPONGA Y LA APLICACION DE MEJORES TECNICAS PARA HACER FRENTE AL RIESGO Y A LA INCERTIDUMBRE; (B) APLICARAN LAS DIRECTRICES ENUNCIADAS EN EL ANEXO 2 Y, SOBRE LA BASE DE LA INFORMACION CIENTIFICA MAS FIDEDIGNA DE QUE SE DISPONGA, DETERMINARAN PUNTOS DE REFERENCIA PARA CADA POBLACION DE PECES Y LAS ACCIONES QUE HAN DE TOMARSE CUANDO SE REBASEN; (C) TENDRAN EN CUENTA, INTER ALIA, LOS ELEMENTOS DE INCERTIDUMBRE CON RESPECTO AL TAMAñO Y A LA PRODUCTIVIDAD DE LAS POBLACIONES, LOS PUNTOS DE REFERENCIA, LA CONDICION DE LA POBLACION EN RELACION A TALES PUNTOS DE REFERENCIA, LOS NIVELES Y LA DISTRIBUCION DE LA MORTALIDAD POR PESCA Y LOS EFECTOS DE LAS ACTIVIDADES PESQUERAS EN LAS ESPECIES CAPTURADAS INCIDENTALMENTE Y LAS ESPECIES ASOCIADAS O DEPENDIENTES, ASI COMO LAS CONDICIONES OCEANICAS, AMBIENTALES Y SOCIOECONOMICAS; Y (D) ESTABLECERAN PROGRAMAS DE COLECTA DE DATOS Y DE INVESTIGACION PARA EVALUAR LOS EFECTOS DE LA PESCA EN LAS ESPECIES CAPTURADAS INCIDENTALMENTE Y EN LAS ESPECIES ASOCIADAS O DEPENDIENTES Y EN SU AMBIENTE, Y ADOPTARAN LOS PLANES NECESARIOS PARA VELAR POR LA CONSERVACION DE TALES ESPECIES Y PROTEGER LOS HABITATS QUE SEAN MOTIVO DE UNA PREOCUPACION ESPECIAL Artículo 6, Naciones Unidas, 1995 |
El Anexo 2 del último reporte citado "Lineamentos para la Aplicación de Puntos de Referencia Precautorios en la Conservación y Ordenación de Poblaciones de Peces Transzonales y de Poblaciones de Peces Altamente Migratorios" es de interés particular, y es reproducido completamente a continuación:
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ANEXO 2 DIRECTRICES PARA APLICAR PUNTOS DE REFERENCIA PRECAUTORIOS EN LA ORDENACION DE LAS POBLACIONES DE PECES TRANSZONALES Y LAS POBLACIONES DE PECES ALTAMENTE MIGRATORIAS. 1. UN PUNTO DE REFERENCIA PRECAUTORIO ES UN VALOR ESTIMADO OBTENIDO MEDIANTE UN PROCEDIMIENTO CIENTIFICO CONVENIDO QUE CORRESPONDE A LA SITUACION DEL RECURSO Y DE LA PESQUERIA Y QUE PUEDE UTILIZARSE COMO ORIENTACION PARA LA ORDENACION DE LAS PESQUERIAS. 2. DEBERIAN UTILIZARSE DOS TIPOS DE PUNTOS DE REFERENCIA PRECAUTORIOS: DE CONSERVACION O LIMITE Y DE ORDENACION U OBJETIVO. LOS PUNTOS DE REFERENCIA LIMITES ESTABLECEN FRONTERAS DESTINADAS A CONFINAR LAS CAPTURAS DENTRO DE UNOS LIMITES BIOLOGICOS DE SEGURIDAD EN LOS QUE LAS POBLACIONES DE PECES PUEDAN PRODUCIR EL MAXIMO RENDIMIENTO SOSTENIBLE (MRS). LOS PUNTOS DE REFERENCIA OBJETIVOS TIENEN POR FINALIDAD RESPONDER A LOS OBJETIVOS DE LA ORDENACION. 3. LOS PUNTOS DE REFERENCIA PRECAUTORIOS DEBERIAN REFERIRSE A POBLACIONES DE PECES DETERMINADAS. A FIN DE TENER EN CUENTA. INTER ALIA, LA CAPACIDAD REPRODUCTIVA, LA RESISTENCIA DE CADA POBLACION Y LAS CARACTERISTICAS DE LAS PESQUERIAS QUE EXPLOTAN ESA POBLACION. ASI COMO OTRAS CAUSAS DE MORTALIDAD Y LAS PRINCIPALES FUENTES DE INCERTIDUMBRE. 4. LAS ESTRATEGIAS DE ORDENACION DEBERAN TRATAR DE MANTENER O RECUPERAR A LAS POBLACIONES DE ESPECIES COSECHADAS Y, EN CASO NECESARIO, LAS ESPECIES ASOCIADAS O DEPENDIENTES, A NIVELES COMPATIBLES CON LOS PUNTOS DE REFERENCIA PRECAUTORIOS PREVIAMENTE CONVENIDOS. ESTOS PUNTOS DE REFERENCIA DEBEN UTILIZARSE COMO SEÑAL PARA INICIAR LAS MEDIDAS DE CONSERVACION Y ORDENACION PREVIAMENTE CONVENIDAS. LAS ESTRATEGIAS DE ORDENACION INCLUIRAN MEDIDAS QUE PUEDAN APLICARSE CUANDO SE ALCANCE UN NIVEL PROXIMO A LOS PUNTOS DE REFERENCIA. 5. LAS ESTRATEGIAS DE ORDENACION DE LAS PESQUERIAS GARANTIZARAN QUE EL RIESGO DE EXCEDER LOS PUNTOS DE REFERENCIA LIMITES SEA MUY PEQUEñO. SI UNA POBLACION DESCIENDE POR DEBAJO DEL PUNTO DE REFERENCIA LIMITE, O ESTA EN PELIGRO DE DESCENDER POR DEBAJO DE ESTE PUNTO DE REFERENCIA. DEBERAN INICIARSE LAS MEDIDAS DE CONSERVACION U ORDENACION A FIN DE FACILITAR LA RENOVACION DE LAS POBLACIONES. LAS ESTRATEGIAS DE ORDENACION GARANTIZARAN QUE NO SE EXCEDAN, COMO PROMEDIO, LOS PUNTOS DE REFERENCIA OBJETIVOS. 6. CUANDO LA INFORMACION PARA DETERMINAR LOS PUNTOS DE REFERENCIA PARA UNA PESQUERIA SEA ESCASA O INEXISTENTE. SE ESTABLECERAN PUNTOS DE REFERENCIA PROVISORIOS. ESTOS PUNTOS DE REFERENCIA PROVISORIOS PODRAN ESTABLECERSE POR ANALOGIA CON POBLACIONES SIMILARES Y MEJOR CONOCIDAS. EN ESTAS SITUACIONES. LA PESQUERIA SERA OBJETO DE UNA MAYOR VIGILANCIA A FIN DE PODER REVISAR LOS PUNTOS DE REFERENCIA PROVISORIOS CUANDO SE DISPONGA DE MEJOR INFORMACION. 7. EL INDICE DE MORTALIDAD QUE GENERE EL MAXIMO RENDIMIENTO SOSTENIBLE DEBE CONSIDERARSE COMO UNA NORMA MINIMA PARA LOS PUNTOS DE REFERENCIA LIMITES. EN EL CASO DE POBLACIONES SUJETAS A SOBREPESCA. PARA POBLACIONES NO SUJETAS A SOBREPESCA, LAS ESTRATEGIAS DE ORDENACION PESQUERA GARANTIZARAN QUE LA MORTALIDAD POR PESCA NO EXCEDA EL VALOR QUE CORRESPONDE AL MRS Y QUE LA BIOMASA NO BAJARA DE UN UMBRAL PREDETERMINADO. PARA POBLACIONES SUJETAS A SOBREPESCA, LA BIOMASA QUE PRODUZCA EL MAXIMO RENDIMIENTO SOSTENIBLE PUEDE SERVIR COMO OBJETIVO DE RECUPERACION. Naciones Unidas, 1995 |
Desde un punto de vista técnico, los puntos de referencia para poblaciones transzonales y altamente migratorias no difieren de aquellos para poblaciones compartidas (Gulland, 1980; Caddy, 1982), o para aquellos que ocurren enteramente dentro de una ZEE. Sin embargo, la factibilidad de aplicación de puntos de referencia individuales puede diferir, debido a la naturaleza multijurisdiccional de los recursos más que por sus características biológicas. La variedad de tipos de recursos compartidos/migratorios es descrita por Caddy (1982). Aquí, nosotros consideramos la situación más difícil, la de una explotación secuencial a lo largo de una ruta migratoria.
El caso particular ha sido motivo de intensas negociaciones internacionales en la Conferencia de las Naciones Unidas sobre Poblaciones de Peces Transzonales y Poblaciones Altamente Migratorias en 1994-95. Un extracto del Artículo 7 del reporte del Presidente se ofrece en el siguiente cuadro:
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ARTICULO 7 COMPATIBILIDAD DE LAS MEDIDAS DE CONSERVACION Y ORDENACION (B) EN LO QUE RESPECTA A LAS POBLACIONES DE PECES TRANSZONALES, EL ESTADO O LOS ESTADOS RIBEREñOS CORRESPONDIENTES Y LOS DEMAS ESTADOS CUYOS NACIONALES PESQUEN ESAS POBLACIONES EN LA REGION COOPERARAN DIRECTAMENTE. O POR CONDUCTO DE LOS MECANISMOS DE COOPERACION APROPIADOS PREVISTOS EN LA PARTE III, CON MIRAS A VELAR POR LA CONSERVACION Y PROMOVER EL OBJETIVO DE LA UTILIZACION OPTIMA DE ESAS POBLACIONES EN TODA LA REGION, TANTO DENTRO COMO FUERA DE LAS ZONAS QUE SE ENCUENTRAN BAJO JURISDICCION NACIONAL. 2. LAS MEDIDAS DE CONSERVACION Y ORDENACION QUE SE ADOPTEN ACERCA DE ALTA MAR Y LAS QUE SE ADOPTEN EN LAS ZONAS QUE SE ENCUENTRAN BAJO JURISDICCION NACIONAL HABRAN DE SER COMPATIBLES. A FIN DE ASEGURARLA CONSERVACION Y ORDENACION DE LAS POBLACIONES EN GENERAL. CON ESE FIN, LOS ESTADOS RIBEREñOS Y LOS ESTADOS QUE PESCAN EN ALTA MAR, TIENEN LA OBLIGACION DE COOPERAR PARA LOGRAR MEDIDAS COMPATIBLES CON RESPECTO A LAS POBLACIONES DE PECES TRANSZONALES Y LAS POBLACIONES DE PECES ALTAMENTE MIGRATORIAS. PARA DETERMINAR LAS MEDIDAS DE CONSERVACION Y ORDENACION COMPATIBLES, LOS ESTADOS: (A) TENDRAN EN CUENTA LAS MEDIDAS DE CONSERVACION Y ORDENACION, ESTABLECIDAS DE CONFORMIDAD CON EL ARTICULO 61 DE LA CONVENCION, RESPECTO DE LA MISMA POBLACION O POBLACIONES POR LOS ESTADOS RIBEREÑOS EN LAS ZONAS BAJO SU JURISDICCION NACIONAL, Y SE ASEGURARAN DE QUE LAS MEDIDAS ESTABLECIDAS CON RESPECTO A LA ALTA MAR. NO MENOSCABEN LA EFICACIA DE LAS MEDIDAS ESTABLECIDAS PARA LA MISMA POBLACION O POBLACIONES POR LOS ESTADOS RIBEREñOS EN LAS ZONAS BAJO SU JURISDICION NACIONAL; (B) TENDRAN EN CUENTA LAS MEDIDAS PREVIAMENTE CONCERTADAS CON RESPECTO A LA ALTA MAR DE CONFORMIDAD CON LA CONVENCION. PARA LA MISMA POBLACION O POBLACIONES, POR LOS ESTADOS RIBEREñOS CORRESPONDIENTES Y LOS ESTADOS QUE PESQUEN EN ALTA MAR; (C) TENDRAN EN CUENTA LA UNIDAD BIOLOGICA Y OTRAS CARACTERISTICAS DE LA POBLACION O POBLACIONES Y LA RELACION ENTRE LA DISTRIBUCION DE LA POBLACION O POBLACIONES, LAS PESQUERIAS Y LAS PARTICULARIDADES GEOGRAFICAS DE LA REGION, INCLUSIVE LA MEDIDA EN QUE ESTA POBLACION O POBLACIONES ESTEN PRESENTES Y SEAN OBJETO DE PESCA EN LAS ZONAS SOMETIDAS A JURISDICCION NACIONAL; (D) TENDRAN EN CUENTA LA MEDIDA EN QUE EL ESTADO O ESTADOS RIBEREñOS Y EL ESTADO O ESTADOS QUE PESQUEN EN ALTA MAR DEPENDEN, RESPECTIVAMENTE, DE LA POBLACION O POBLACIONES DE QUE SE TRATA; Y (E) SE ASEGURARAN DE QUE LAS MEDIDAS ADOPTADAS NO CAUSEN EFECTOS PERJUDICIALES SOBRE LOS RECURSOS MARINOS VIVOS EN SU TOTALIDAD. Extracto de Naciones Unidas, 1995 |
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LOS ESTADOS RIBEREÑOS "...COOPERARAN DIRECTAMENTE. O POR CONDUCTO DE LAS ORGANIZACIONES INTERNACIONALES APROPIADAS, A FIN DE ASEGURAR LA CONSERVACION Y PROMOVER EL OBJETIVO DE LA UTILIZACION OPTIMA DE DICHAS ESPECIES [ALTAMENTE MIGRATORIAS] EN TODA LA REGION, TANTO DENTRO COMO FUERA DE LA ZONA ECONOMICA EXCLUSIVA". "...COOPERARAN [...] EN LA CONSERVACION Y ADMINISTRACION DE LOS RECURSOS VIVOS EN LAS ZONAS DE ALTA MAR, [...] CELEBRARAN NEGOCIACIONES A FIN DE TOMAR LAS MEDIDAS NECESARIAS PARA LA CONSERVACION DE TALES RECURSOS VIVOS. [Y] COOPERARAN, SEGUN PROCEDA, PARA ESTABLECER ORGANIZACIONES SUBREGIONALES O REGIONALES DE PESCA. Convención de las Naciones Unidas sobre el Derecho del Mar, 1982 |
Cuando se trata de recursos altamente migratorios, sobre los que secuencialmente se desarrollan pesquerías múltiples en diferentes localidades a lo largo de toda la ruta migratoria, pueden necesitarse arreglos complejos de ordenación (Fig. 11). Tales pesquerías locales son usualmente estacionales y a menudo muy cortas como para asumir, sin ambigüedades, que las disminuciones en las tasas de captura y/o en el tamaño, puedan ser atribuidas a la pesca en lugar de a un cambio regional en la disponibilidad o a migraciones. En cada localidad la disponibilidad para la pesca y la composición de la captura pueden diferir. Bajo estas circunstancias no hay una alternativa disponible para agrupar los datos de captura y realizar una evaluación global. Una posibilidad es utilizar un modelo de escape o de un modelo específico para la ordenación (Paulik y Greenough, 1966).
Una consideración práctica para pesquerías secuenciales sobre una población común, es que los sitios de pesca pueden diferir en calidad en relación a un Punto de Referencia tamaño-basado, tal como el tamaño óptimo de primera captura, lc, basado en un análisis de rendimiento-por-recluta, o de la biomasa desovante-por-recluta para toda la población (Fig. 11). Consecuentemente, los sacrificios que se necesitan, ya sea para lograr un rendimiento-por-recluta óptimo, o para proteger a la población desovante o a los juveniles de la sobrepesca, no son igualmente compartidos por todos los participantes. Para su éxito, a menudo dependen de las acciones de uno o de unos pocos Estados costeros donde ocurren estos estados críticos del ciclo de vida. Bajo estas circunstancias, la captura total de la población será subóptima si todos los Estados participantes están obligados a capturar la población exclusivamente dentro de sus ZEEs y, si en una ZEE particular, sólo unas pocas clases de edad (juveniles) están disponibles (Caddy, 1982). La solución óptima, desde la perspectiva del rendimiento-por-recluta, sería la de acordar limitar la captura a estaciones/áreas donde la frecuencia de tamaños, las tasas de captura y los precios del mercado sean óptimos. Esto requeriría que todas las partes tengan acceso a estas áreas, o a una compensación para aquellas partes dispuestas a pescar tamaños subóptimos dentro de sus propias ZEEs.
Figura 11: Una pesquería específica idealizada de una especie altamente migratoria que cruza tres jurisdicciones durante su ciclo de vida. El tamaño de primer reclutamiento a la pesquería, lr ocurre en la jurisdicción 1; el tamaño óptimo de primera captura (lcópt) que produce el máximo rendimiento por recluta ocurre en la jurisdicción 2 y el desove ocurre en la jurisdicción 3.
En una pesquería secuencial para una especie altamente migratoria, el mejor Punto de Referencia global es uno que asegura que una biomasa de desove objetivo sobrevive a todas las pesquerías para reemplazar la población. Por un simple examen, está claro que esto puede ser logrado mediante muchas combinaciones diferentes de asignaciones nacionales, todas las cuales resultan en el mismo riesgo acumulativo de muerte antes del desove (Tabla 2). Si los mecanismos propuestos en el último párrafo son rechazados en favor de una cosecha sub-óptima dentro de cada jurisdicción, el vector de mortalidades-por-edades y las asignaciones correspondientes, deberían aún ser negociadas por los participantes en relación a uno o más puntos de referencia de toda la población discutidos con anterioridad.
Los puntos de referencia económicos no siempre pueden resultar prácticos como puntos de referencia para la ordenación de las poblaciones transzonales, e incluso menos aún para recursos altamente migratorios, debido a que cada flota nacional puede tener un óptimo económico diferente, dependiendo de sus costos, ingresos y precios en el mercado nacional. En general, la Fmre no está fácilmente definida en pesquerías que involucran varias flotas con diferentes artes y prácticas de pesca.
De forma similar, para poblaciones transzonales y altamente migratorias, puede ser extremadamente difícil estimar un rendimiento-por-recluta basado en un PRO, si los vectores flota-específicos de una F a cada edad difieren entre las jurisdicciones de un recurso explotado y los esfuerzos relativos de las flotas cambian de año en año.
2.10.1 Interacciones técnicas
2.10.2 Interacciones entre especies
2.10.3 Interacciones entre ecosistemas
La necesidad de perspectivas sobre multiespecies y ecosistemas en la ordenación pesquera ha sido destacada frecuentemente (Mercer 1982, Sugihara et al., 1984). Para la ordenación pesquera, estas consideraciones pueden comprender las siguientes categorías:
Interacciones técnicas- Los problemas técnicos de ordenar grupos de especies que se capturan conjuntamente, prescindiendo de que existan interacciones biológicas entre ellas;
Interacciones de especies- Principalmente los efectos de la depredación y de la competencia sobre las respuestas de las poblaciones de especies para las cuales se proporciona una asesoría de ordenación;
Interacciones de ecosistemas1 - El efecto que puede tener la reducción de la biomasa de las especies explotadas en otros organismos del ecosistema del cual son parte.
1 Claramente, la interacción entre especies juega un papel determinante en las respuestas de los ecosistemas a la explotación. No obstante, las últimas dos categorías tienen la intención de distinguir entre fenómenos a nivel poblacional y a nivel de ecosistema.
Los científicos pesqueros han reconocido el impacto potencial de todas estas interrelaciones sobre la probabilidad de éxito de la ordenación basada en modelos monoespecíficos y en las dos décadas pasadas han dedicado considerables esfuerzos para desarrollar soluciones factibles para estos problemas. Sin embargo, la incorporación formal de estas consideraciones en la asesoría para la ordenación ha sido difícil de lograr.
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LOS ESTADOS RIBEREÑOS "TENDRAN EN CUENTA LOS EFECTOS SOBRE LAS ESPECIES ASOCIADAS CON LAS ESPECIES CAPTURADAS O DEPENDIENTES DE ELLAS, CON MIRAS A PRESERVAR O RESTABLECER LAS POBLACIONES DE TALES ESPECIES ASOCIADAS O DEPENDIENTES POR ENCIMA DE LOS NIVELES EN QUE SU REPRODUCCION PUEDA VERSE GRAVEMENTE AMENAZADA." Convención de las Naciones Unidas sobre el Derecho del Mar, 1982 |
Cuando se capturan varias especies de un conjunto, utilizando un arte de pesca no selectivo, tal como el arrastre o las trampas, el problema principal es que cada especie tendrá diferentes características del ciclo de vida y, consecuentemente, diferentes respuestas a la explotación. De esta manera, un Punto de Referencia basado en una F global sobreexplotará algunas especies y subexplotará otras. Hacer una escala de valores especie-específico de PRLs F-basados para los diferentes niveles tróficos de acuerdo con sus tasas de mortalidad natural, queda como una posibilidad teórica (Caddy y Sharp, 1986), pero seria difícil de implementar en el caso de artes de pesca tales como redes de arrastre de fondo o trampas, las cuales no son selectivos para las especies. Para tales tipos de artes de pesca no selectivos, un enfoque precautorio para todas las especies que están siendo explotadas se arriesga a una explotación del ecosistema definida en términos de las especies con la menor resistencia a la pesca. De esta manera si se va a optimizar la pesca para especies individuales de un ecosistema, el desarrollo de métodos más selectivos de captura tiene una alta prioridad. Esto puede ser alcanzado mediante el uso de artes más selectivos o a través del conocimiento de la distribución espacial del recurso y del correspondiente despliegue estratégico del esfuerzo.
Cuando hay evaluaciones separadas para especies individuales, como en las pesquerías demersales de arrastre del Atlántico Norte, las Capturas Totales Permisibles (CTPs) de las especies raramente están en proporción a las tasas relativas de captura en los arrastres. La optimización de las capturas de las pesquerías de arrastre sobre especies de fondo que ocurren conjuntamente, ha sido enfocado utilizando información acerca de la variabilidad espacial en la composición de las capturas para asignar convenientemente el esfuerzo de pesca entre las áreas de agrupaciones de especies, de manera de optimizar la pesca de las cuotas combinadas (Murawski et al., 1983; Murawski y Finn, 1988). En este caso, el punto de referencia objetivo es la suma de las cuotas de todas las especies. En teoría, el objetivo puede lograrse solamente si todas las cuotas son satisfechas exactamente al mismo tiempo; de otra manera, la pesquería cierra cuando se completa la primera cuota y el resto de las cuotas queda sin pescar. En realidad, la pesquería compensa esto mediante los descartes, y un objetivo principal de la ordenación por cuotas está dirigido primariamente a reducir esta característica indeseable de las pesquerías multiespecíficas.
Hay una preocupación creciente sobre el efecto físico directo de la actividad pesquera sobre los hábitats marinos (ICES, 1993b; EEC, 1994). En la medida en que estos efectos físicos lleguen a ser mejor comprendidos, estas preocupaciones pudieran dar lugar a puntos pesqueros de referencia adicionales, que pueden definir y limitar la extensión de daños físicos permisibles. Por ejemplo, los arrastres y dragados afectan directamente los hábitats y las comunidades bentónicas. De esta forma la pesca puede ser limitada a un nivel en el cual, el área arrastrada total en cualquier año no exceda alguna proporción del área total arrastrable, basado quizás en la tasa observada de regeneración del hábitat o de la comunidad. Hasta el momento, hay ejemplos extremos en los que está prohibido el uso de artes y prácticas de pesca que dañan hábitats como los arrecifes de coral, i.e. son parte de un conjunto de reglas de ordenación.
Los efectos directos de la pesca sobre especies incidentales es también una preocupación (EEC, 1994). Aves marinas, tortugas y mamíferos son ejemplos primarios que están conduciendo a la imposición de límites a la pesca. En el caso de la captura incidental de tortugas por los arrastreros de camarón, se recomienda el uso de dispositivos excluidores de tortugas (DETs), los que incrementan los costos de pesca y reducen las capturas de camarón (Gibbon-Fly et al., 1994), pero pueden proporcionar la única opción ecológicamente aceptable. El ejemplo más notable es la interacción atunes-delfines en los cerqueros del Pacífico-centro-oriental donde las capturas están limitadas por un número permisible de delfines muertos anualmente. Esto ha afecto dramáticamente las prácticas pesqueras y a los procedimientos de ordenación en las pesquerías de atún (Anexo 3).
La convención de 1982 (UN, 1983) considera el impacto potencial que la pesca de un recurso puede tener sobre otros. Esta clase de impactos son probablemente más pronunciados en las especies que son competidoras, depredadores o presas de las especies que son el objetivo de la pesquería, o aquellas que se capturan incidentalmente. Los puntos de referencia que reconocen explícitamente y cuantifican estos tipos específicos de interacciones no han sido aplicados rutinariamente en muchas pesquerías. Para la mayoría de los ecosistemas marinos los requerimientos de información van generalmente más allá del nivel de conocimientos actualmente disponible. Sin embargo, hay varias instancias en las cuales la interacción de especies coexistentes es considerada al fijar los PROs.
Las interacciones depredador-presa ha sido una antigua preocupación para los científicos pesqueros (Clepper, 1979). Pauly (1979) enfatiza el compromiso existente al intentar explotar tanto al depredador como a la presa. En algunas situaciones la ordenación ha previsto los requerimientos de alimentación de un depredador cuando la presa es capturada. Para el capelín de Canadá oriental, se ha utilizado un PRL con una captura no mayor del 10 % de la biomasa desovante. Esta tasa relativamente baja fue seleccionada en forma arbitraria basados en la posición del capelín como una especie presa en la cadena alimentaria, asumiendo que había una M relativamente alta debido a la depredación por mamíferos marinos y por el bacalao. En particular, existía una preocupación de que las capturas excesivas pudieran impactar negativamente la producción de bacalao (Shelton et al., 1993). La ordenación del capelín en Noruega utiliza explícitamente un estimado de la cantidad de capelín requerido por el bacalao (Anon., 1993). Incluso en sistemas aparentemente simples de dos especies, las complejidades de la interacción entre especies puede disminuir la efectividad del enfoque multiespecífico. Por ejemplo, la ordenación puede prever una alta biomasa de un pelágico pequeño, sardina, que es una presa para el bacalao, pero no puede prever el hecho de que las sardinas grandes puedan depredar los huevos del bacalao!. A pesar de esto, es claro que el fijar Puntos de Referencia para la explotación de las especies presas debería considerar, en la medida de lo posible, a los depredadores, sean éstos explotados o no.
Más formales, los enfoques modelo-basados para tomar en cuenta la interacción entre especies han incluido intentos de unir los modelos monoespecíficos mediante la inclusión de términos para la interacción, particularmente para la depredación. El modelo multiespecífico para el Mar del Norte, y los APVs multiespecíficos posteriores para esa área, son ejemplos notables. Un APV multiespecífico modela los compromisos entre los explotadores de los diferentes componentes del ecosistema, pero requiere de una gran cantidad de datos. En este momento hay pocos sistemas en los cuales estén disponibles los datos para este enfoque potencial de ordenación. Incluso para el Atlántico Noroccidental (un área bien estudiada), los participantes de un taller sobre la "Inclusión de las interacciones pesqueras en la asesoría para la ordenación" estuvieron de acuerdo en que "Los grandes modelos multiespecíficos... estuvieron más allá del alcance de los recursos y de la fuerza de trabajo de laboratorios ... (pesqueros)" (Mahon, 1985). No hay evidencia de que esta situación haya cambiado, y la mayoría de los intentos de incorporar enfoques multiespecíficos en la evaluación pesquera han enfocado las interacciones entre dos o más componentes de un ecosistema y las flotas que los explotan.
Un enfoque alternativo para abordar los efectos de las interacciones entre las especies sobre las capturas, a partir de un conjunto de especies coexistentes, es combinarlas en un análisis simple que asume que el comportamiento de la biomasa combinada será similar al de una sola especie. Este enfoque ha sido utilizado para estimar el MRS en pesquerías de arrecifes coralinos, en los cuales hay demasiadas especies para intentar un análisis monoespecífico (Medley et al., 1993) También ha sido utilizado como una segunda categoría para la ordenación de una sola especie. Esto lo hace más limitado, porque cuando el conjunto explotado incluye tanto a presas como a depredadores, hay razones para esperar que suma de las capturas a partir de las evaluaciones de especies individuales sobreestimará la captura combinada. Por lo tanto, un análisis combinado también fue utilizado por ICNAF en un enfoque de dos categorías para la ordenación, en el cual la suma de las cuotas de las especies individuales fue limitado por la captura estimada de las poblaciones combinadas (Mahon, 1985).
Un área adicional de preocupación con relación a la sustentabilidad de la producción pesquera es que la reducción significativa de la biomasa de varias especies, posiblemente especies claves, en un ecosistema traerá cambios en el sistema los que pueden ser precipitados y, posiblemente, irreversibles. Muchos ecosistemas han mostrado cambios significativos en respuesta a la explotación, aunque a menudo esto ha sido confundido con cambios ambientales y con contaminación. Ejemplos notables son las asociaciones demersales del noreste de los EÜA y en el Golfo de Tailandia (Saila, 1993). De manera similar, varios estudios han notado el efecto de la pesca sobre la composición de especies en las asociaciones de peces de arrecifes coralinos (Medley et al., 1993). La observación de que la composición de especies en las asociaciones explotadas tiende a desplazarse hacia el predominio de las especies más pequeñas y con más capacidad de recuperación, pero a menudo menos valiosas, podría proporcionar las bases para una ordenación de las pesquerías multiespecíficas mediante puntos de referencia objetivos "diversidad-basados".
Descriptores cuantitativos de las tendencias inducidas por la pesquería en las asociaciones explotadas pudieran ser utilizados como variables de referencia. Saila (1993) sugiere métodos multivariados de análisis de tendencias, los que pueden ser utilizados para detectar las tendencias. Los participantes podrían concordar sobre una mezcla deseada de especies, basados en sus tamaños y sus valores, y ajustar el esfuerzo de pesca en un intento por lograr la mezcla deseada. Esto constituiría un PRO multiespecífico. La proporción de una o más especies deseables o indeseables en la captura podría ser utilizada para fijar puntos de referencia límites, en términos de su proporción mínima en la captura.
La pregunta sobre los cambios precipitados (algunas veces referidos como catastróficos) en los ecosistemas surge frecuentemente. Una pregunta principal es si hay múltiples estados estables en los ecosistemas, de tal manera que cuando son explotados, el sistema podría moverse de un estado estable a otro, pero no regresaría a estados anteriores cuando cesa la explotación. Un ejemplo de este tipo para los lagos de aguas-cálidas del norte es la transición de asociaciones dominadas por percoídeos hacia aquellas asociaciones dominadas por especies más pequeñas, menos deseadas, en función de la productividad del lago y de la explotación (Kerr, 1976). Basados en la información suministrada por Kerr, debiera ser posible proponer un PRL para la explotación de tales lagos. El gran número de lagos en el norte proporciona el tamaño de muestra requerido para identificar este punto de transición. El ambiente marino usualmente no proporciona oportunidades similares para la replicación de las muestras. De esta manera uno debe ya sea inferir a partir de otros sistemas, o aprender de la experiencia, lo cual a veces ocurre demasiado tarde. Sin embargo, si existe la expectativa de que el sistema que va a ser manejado pueda mostrar un cambio en su estado, deben adoptarse PRLs precautorios.
Otro enfoque para incorporar principios ecológicos dentro de la ordenación pesquera involucra el uso de un espectro de biomasas por tamaño de organismos vivos como un indicador del efecto de la explotación (Dickie et al., 1987; Platt y Denman, 1978; Caddy y Sharp, 1986). Las características de los ecosistemas de interés inmediato para los administradores pesqueros están directamente relacionadas al rango de tamaños debido al escalonamiento Ínter e intra-específico de los procesos fisiológicos. Los puntos de referencia podrían estar basados en estas características de los ecosistemas y, aunque menos precisos, que los puntos de referencia convencionales F-basados, podrían ser monitoreados más fácilmente.
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"QUE LA ORDENACION DE LAS PESQUERIAS AUSTRALIANAS SEA TRATADA DENTRO DE UN MARCO DE ORDENACION DE ECOSISTEMAS" Anon., 1991 |
Desde una perspectiva de ordenación práctica, hay limitadas experiencias de ordenación con una manipulación deliberada de las biomasas relativas de los componentes de los ecosistemas. Tales cambios afectan la equidad de las flotas que pescan diferentes recursos, y requieren de una negociación entre los usuarios de los diferentes componentes de la trama trófica (Brander y Bennett, 1989) antes de seleccionar los Puntos de Referencia especie-específicos para los componentes del ecosistema en cuestión. Un ejemplo actual de una disputa de este tipo sin resolver, es la interacción de los cerqueros de atunes-delfínes en el Pacífico Centro-oriental donde hay desacuerdos sobre las tasas globales de captura entre los "usuarios" de estos dos recursos que interactúan entre sí (Anexo III).
La preocupación sobre las respuesta de los ecosistemas a la explotación se extienden más allá de los efectos sobre las salidas de las pesquerías, para incluir aspectos de la condición global de los ecosistemas, de la estabilidad y de la biodiversidad (Naciones Unidad, 1992, Capítulo 17; Norse, 1993; Gimbel, 1994). En un intento de abarcar estas preocupaciones, Sherman (1994) toma una amplia visión ecológica de la sustentabilidad de los rendimientos en las biomasas de los ecosistemas marinos. El promueve el uso del concepto de Grandes Ecosistemas Marinos (GEM) como un contexto para la ordenación de los recursos renovables. En este contexto, las decisiones de ordenación tendrían que ser vistas a la luz de sus impactos esperados sobre todo el ecosistema. El cita varios GEMs en los que se está intentando un enfoque holístico para la ordenación (Mar Amarillo, Corriente de Benguela, Gran Barrera de Arrecifes, Plataforma NW de Australia y los ecosistemas marinos de la Antártida) o están siendo desarrollados (Mar Negro, Mar de Barents, Mar del Norte y ecosistemas de la Corriente del Norte de California) (Sherman et al., 1993 para una descripción básica de estos sistemas). Un intento loable de ordenación de un ecosistema completo se encuentra en la Convención sobre la Conservación de los Recursos Marinos Vivos de la Antártida (CCAMLR, 1993), pero a pesar de las cláusulas en la Convención, muchos recursos de peces de la Antártida están severamente deprimidos, debido principalmente a la carencia de medios para controlar el acceso.
La convención CCAMLR (Artículo IIc) requiere explícitamente de una respuesta de ordenación para los "cambios potencial mente irreversibles del ecosistema como un todo" debido al amplio rango de factores causales posibles. Esto conduce a la discusión sobre cómo decidir qué acciones son irreversibles, cómo decir, cuándo ha ocurrido un cambio irreversible, qué elementos del ecosistema son controlables y en qué grado.
En la mayoría de los lugares, las iniciativas hacia una ordenación a nivel de ecosistema están en un estado de desarrollo conceptual de los puntos de referencia o lineamentos, y/o en un estado de definir las necesidades de investigación y de monitoreo para encarar las preguntas principales (Holling, 1993; Apollonio, 1994; Sherman, 1994). Desde luego, existen retos significativos para proporcionar descripciones del estado de los ecosistemas, incluso sin referencias al impacto de la explotación (GESAMP, 1994). Convertir estos enfoques conceptuales en puntos de referencia objetivos o límites para la ordenación, los cuales puedan ser utilizados rutinariamente en las decisiones de ordenación, tomará tiempo y negociaciones (Norse, 1993). Hay también una gran cantidad de asuntos institucionales que deben ser abordados. Tanto a nivel nacional como internacional, muchos de los componentes importantes de los ecosistemas pasan a través del estado de éstos, comercio, turismo, transporte, ínter alia y están más allá de los actuales términos de referencia de las instituciones encargadas exclusivamente de la ordenación de los recursos marinos. A pesar de esto, como estos conceptos evolucionan hacia su aplicabilidad, ellos todavía pueden proporcionar un contexto dentro del cual los administradores pesqueros pueden intentar comprender los efectos de sus decisiones sobre los sistemas que ellos están ordenando (Apollonio, 1994).
Cuando propusieron a F0.1 como un PRO, Gulland y Boerema (1973) notaron que no había un modelo teórico para fijar las cuotas anuales de captura que combinara las características deseables de ser fácilmente comprensible por los que adoptan las decisiones; que pudiera describir y predecir en forma real, en un grado de precisión aceptable, los eventos que ocurren dentro de la población de peces; y que fuera aplicable a una pesquería específica sin grandes demandas en cuanto a datos y al análisis. No está claro que esta situación haya mejorado sustancialmente en la actualidad.
Los puntos de referencia "modelos-derivados" son técnicamente complejos y requieren cantidades considerables de datos, usualmente colectados durante muchos años (Tabla 3). Otros Puntos de Referencia menos complejos también han sido considerados. Muchos de éstos están basados en modelos poblacionales, o en generalizaciones a partir de la aplicación de modelos a poblaciones de muy diferentes tipos. Algunos, tales como el tamaño medio en las capturas relativas al tamaño de madurez, pueden ser observadas fácilmente con costos y experiencia técnica mínimos. Otros deben estar basados en la mejor información disponible tomada de poblaciones de peces similares en otras áreas. En ausencia de más datos y análisis más sofisticados, tales Puntos de Referencia Precautorios deberían adoptarse, al menos como medidas provisorias, hasta que se hayan hecho las evaluaciones necesarias que posibiliten el desarrollo de puntos de referencia más precisos.
Los puntos de referencia límites o umbrales indican que una condición poblacional no deseada está inaceptablemente cercana y que urgentemente se necesitan acciones de ordenación inmediatas. La incorporación de un PRL dentro de la estrategia de ordenación requiere que su respuesta sea pre-establecida por negociaciones entre los participantes en la pesquería y que se actúe inmediatamente, en cuanto los índices o evaluaciones previamente acordados indiquen que los PRL han sido alcanzados.
Los Puntos de Referencia relacionados con consideraciones multiespecíficas o de ecosistemas están aún en sus estados formativos, pero aún así pueden proporcionar una base valiosa para la ordenación. El reto es formular algunos de estos conceptos en términos de Puntos de referencia que puedan tener un amplio grado de aceptación y puedan ser adoptados como convenciones.
