Estudio de la pesquería artesanal de cebo vivo sobre Katsuwonus pelamis en los archipiélagos atlánticos hispanolusos y Golfo de Vizcaya

ESTUDIO DE LA PESQUERÍA ARTESANAL DE CEBO VIVO SOBRE Katsuwonus pelamis EN LOS ARCHIPIÉLAGOS ATLÁNTICOS HISPANOLUSOS Y GOLFO DE VIZCAYA Aarón Trujillo Santana Directores: José Juan Castro Hernández, Unai Ganzedo López Las Palmas de Gran Canaria, 2010 PRÓLOGO El presente manuscrito corresponde al primer capítulo de lo que hubiera sido la Tesis Doctoral de D. Aarón Trujillo Santana, para lo cuál desarrollo su labor investigadora en el Departamento de Biología de La Universidad de Las Palmas de Gran Canaria entre los años 2006 y 2010. Por motivos ajenos a su voluntad y a la de todos los que compartimos en algún momento su pasión por este trabajo, el mismo quedó inacabado, pudiéndose rescatar de sus archivos lo que ahora se presenta. Es importante remarcar que se trata de un documento sin concluir y que los objetivos fijados en el trabajo original eran más ambiciosos de lo que se refleja en estas páginas. Además, es justo reseñar que el texto que se presenta es un reflejo fiel de los borradores del propio autor y únicamente se ha procedido a corregir errores tipográficos y dotar al mismo de formato adecuado para su presentación. El trabajo expuesto se centra en el análisis descriptivo de las pesquerías y capturas de Katsuwonus pelamis que se ha llevado a cabo en las Islas Canarias desde que se comenzó con su registro. Aunque también se analiza otras áreas de interés como los archipiélagos lusos y el Golfo de Vizcaya. Se hace uso de varias bases de datos y se calculan diferentes parámetros que ayudan al autor a diagnosticar el estado actual de la pesquería y sientan las bases para continuar con el trabajo hacia la aplicación de modelos matemáticos en otros capítulos. La Tesis Doctoral hubiera constando en un principio de dos capítulos más, uno centrado en la descripción de la ruta migratoria de listado entre las tres áreas en estudio y otro en la influencia de la climatología sobre la pesquería. Por último, destacar que, a parte del objetivo evidente de dar memoria y forma a parte de la investigación desarrollada por el autor, es también nuestro objetivo difundir este trabajo para todo aquél que le pudiera servir de referencia, dando así sentido a la labor investigadora de D. Aarón Trujillo Santana. Álvaro Sánchez Rodríguez Febrero, 2012 Aarón Trujillo Santana (2003) 3 Índice general DISTRIBUCIÓN Y MIGRACIÓN DEL BONITO-LISTADO 3 Movimiento migratorios del listado . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6 SITUACIÓN PESQUERA DEL BONITO-LISTADO 9 Pesquerías en el Atlántico Oriental . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10 Pesquerías en el Atlántico Occidental . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12 ÁreadeCanarias ............................. 12 EL CLIMA Y LA PESCA DEL LISTADO 15 1. INTRODUCCIÓN 23 2. MATERIAL Y MÉTODO 27 2.1. Datos de pesquería de listado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27 2.1.1. Canarias.............................. 27 2.1.2. Madeira .............................. 30 2.1.3. Azores............................... 30 2.1.4. GolfodeVizcaya ......................... 31 2.2. Análisis anual de los datos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31 2.2.1. Verificación de las series de capturas de ICCAT . . . . . . . 32 3. RESULTADOS 33 3.1. ÁreadeCanarias ............................. 33 3.1.1. Análisisgráfico.......................... 33 3.1.2. Validación de las capturas para el área de Canarias. . . . . . 66 3.2. ÁreadeMaderia.............................. 76 3.3. ÁreadeAzores .............................. 79 3.4. Área de del Golfo de Vizcaya . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81 4. DISCUSIÓN 83 Referencias 95 Índicedetablas ................................. 108 Índicedefiguras................................. 111 DISTRIBUCIÓN Y MIGRACIÓN DEL BONITO-LISTADO El bonito-listado (Katsuwonus pelamis) es una especie cosmopolita que habita, generalmente, aguas tropicales y subtropicales de los tres grandes océanos (figura 1). En el Atlántico Oriental su distribución abarca desde Irlanda hasta Sudáfrica (45oN y 40oS), y desde Canadá hasta el norte de Argentina, en el margen occidental de este océano (35oN y 45oS) (ICCAT, 2009). Su mayor abundancia se localiza, durante todo el año, en la región ecuatorial y en los trópicos durante la estación cálida. Estas diferencias latitudinales en ambos lados del Océano Atlántico están relacionadas con los sistemas de afloramiento en Benguela y la Costa Sahariana (ICCAT, 2009), que determinan una concentración de la isoterma límite de distribución del listado en ambos hemisferios de la vertiente oriental, al contrario que en la franja occidental donde se genera la situación opuesta, con el consiguiente incremento de la temperatura oceánica (González-Ramos, 1992). Por otro lado, esta especie está ausente en el Mediterráneo Oriental y en el Mar Negro (Blackburn y Serventy, 1981), posiblemente en relación a su óptimo térmico. Las agregaciones de esta especie tienden a estar asociadas a zonas de convergencia, límites entre masas de agua templadas y frías, afloramientos y otras discontinuidades hidrográficas (Collette y Nauen, 1983). Los adultos se distribuyen por encima de la termoclina de los 15 oC (Sharp, 1978), llegando a tolerar temperaturas de hasta 30 oC, pero normalmente habitan en aguas superficiales entre 20 y 30 oC (Forsbergh, 1980), aunque sus mayores concentraciones se producen entre los 20 y 24 oC. Su distribución batimétrica oscila entre la superficie y los 260 metros de profundidad durante el día, permaneciendo cerca de la superficie durante la noche. No obstante, sus incursiones hacia aguas profundas se limitan a zonas donde la temperatura no Figura 1 .- Distribución mundial de listado (Matsumoto et al., 1984). sea inferior a 8 oC respecto a la temperatura superficial (Brill et al., 2005). Además, la concentración mínima de oxígeno disuelto no puede se inferior a 3,0-3,5 ml l-1 (5 ppm) (Barkley et al., 1978; Cayré, 1987; Evans et al., 1981). No hay que olvidar que el bonito-listado es un predador visual, por lo que muestra preferencia por aguas limpias, sin demasiada turbidez (Ramos et al., 1995; Brill y Lutcavage, 2001), aunque Sancristóbal y Sagarminaga (2006) encontraron que, tanto el rabil como el listado, mostraron una preferencia clara hacia zonas de altas concentraciones de clorofila-a por metro cúbico, en primavera y otoño, tanto en el Atlántico como en el Índico. Es posible, por tanto, que este conjunto de requerimientos motive que el listado se encuentre generalmente en aguas superficiales, por encima de la termoclina (Sharp, 1978). Igualmente, sus larvas se distribuyen mayoritariamente en aguas con temperaturas superiores a los 25 oC (figura 2). Estas se caracterizan por ser meroplanctónicas en los estadios iniciales de su vida, distribuidas en grandes áreas como el Golfo de Guinea y Golfo de México (González-Ramos, 1992). En el Atlántico se observa que las larvas están presentes entre el 25oS y el 30oN en la costa occidental, y entre el 5oS y el 20oN en la parte oriental (Nishikawa et al., 1978; Rudomiotkina, 1986.). No obstante, la distribución de los juveniles de esta 4 especie es más incierta, ya que los métodos de muestreo se basan principalmente en contenidos estomacales de aves marinas, túnidos de mayor tamaño, peces espada y marlines. Concretamente, en el Atlántico Oriental se estima que la zona de alevinaje se localiza entre 40oN y 30oS (figura 3, González-Ramos (1992)). Figura 2 .- Distribución mundial de larvas de listado (Matsumoto et al., 1984). Figura 3 .- Distribución mundial de juveniles de listado (Matsumoto et al., 1984). 5 Pesquerías en el Atlántico Occidental En el Atlántico Occidental la primera pesquería que se desarrolló fue la de cebo vivo, destacando la flota de Brasil por sus capturas. Esto se debe en parte a que la región sur de este país, en virtud de sus características oceanográficas (i.e. marcada termoclina a 50 metros de profundidad) y de la presencia del listado casi todo el año, aunque con una mayor abundancia en los meses de verano, pero es una zona de alta vulnerabilidad potencial a la pesca de superficie del listado (Anónimo, 2000). Según Gaertner y Gaertner-Medina (1988), debido a los problemas de capturabilidad originados por la profundidad de la termoclina, oxyclina, etc., los cerqueros venezolanos utilizan a menudo los servicios de los cañeros (que utilizan cebo vivo) para mantener los cardúmenes en superficie, consiguiendo así que el número de lances nulos disminuyan de manera considerable. Las capturas en el área muestran fluctuaciones que se sitúan entre 16.200 (1978) y 26.500 toneladas (1997), aunque parecen haberse estabilizados por encima de 20.000 toneladas entre 1996-2004. Las capturas muestran una gran variabilidad según las estaciones, con los niveles más altos en verano y más bajo en invierno. Área de Canarias La actividad atunera en general, y de listado en particular, en el Archipiélago Canario data de varios siglos, pero no fue hasta el último cuarto del siglo XX, con la introducción de las técnicas de pesca con cebo vivo, cuando comenzó a desarrollarse de forma comercial. Sin embargo, este tipo de pesquería se podría clasificar como puramente artesanal, puesto que si bien la infraestructura y el volumen de capturas han aumentado, la actividad propiamente dicha no ha cambiado mucho en lo que a tecnología pesquera se refiere (González-Ramos, 1992). El desarrollo más importante ha tenido lugar en los últimos cuarenta años, cuando se pasó de los 303 barcos de 1974 a 485 en 1987 (González-Ramos, 1992). Este aumento en el número de barcos ha ido acompañado de un aumento del esfuerzo pesquero, medio como capacidad de transporte, así como de las infraestructuras en tierra que facilitan la conservación, exportación y 12 comercialización (Bas et al., 1995). Sin embargo, después de este máximo de crecimiento de la flota, ésta sufrió una importante regresión (307 barcos en 2008), debido a la menor abundancia de los stocks disponibles, así como a las dificultades del mercado asociada a la pesca artesanal, en general, en las Islas. Las zonas de pesca de la flota artesanal canaria está ceñida a dos tipos de área (González-Ramos, 1992). La primera, se realiza por la flota de bajura (barcos de menos de 50 TBR) y se desarrolla en las aguas costeras del Archipiélago (13o19oO y 27o30oN). En este caso, los núcleos pesqueros más importantes se distribuyen por todas las islas, particularmente al suroeste de las mismas (Bas et al., 1995). Por otra parte, parte de la pesca se desarrolla en un área geográfica mucho más amplia y alejada del Archipiélago (13o19oO y 15o30oN), por parte de embarcaciones de mayor porte y poder de pesca (>50 TRB), que configuran lo que podríamos denominar flota de altura, de carácter más industrial y con campañas de pesca (mareas) de una semana de duración aproximadamente. En este caso, según González-Ramos (1992) , existen cuatro núcleos de actividad centrados en Senegal (15oN), Cabo Blanco (20oN), costa Sahariana (25oN) y las aguas más orientales del Archipiélago, cerca de la plataforma africana (este de Lanzarote). De estas zonas, el área de Cabo Blanco parece ser la más productiva, con rendimientos más altos, seguida por la costa Sahariana cuya mayor productividad tiene lugar en agosto y septiembre. Esta fracción de la flota de pesca tiene su puerto base fundamentalmente en el Puerto de Arrecife, en Lanzarote. Por regla general, la pesquería de túnidos en el área de Canarias se lleva a cabo por medio de la modalidad de cebo vivo (caña, sedal y anzuelo) para las especies de hábitos superficiales, como es el caso del bonito listado, o mediante el uso de liñas (sedal y anzuelo) para captura de especies de hábitos más profundos (González-Ramos, 1992). En ambos caso, el cebo que se utiliza presenta unas dimensiones entre 6 y 15 cm, dependiendo de la especie a pescar, destacando por su frecuencia de uso la caballa (Scomber japonicus), guelde blanco (Atherina presbyter), boga (Boops boops) y sardinas (Sardinella aurita yS. maderensis). Este cebo se captura en horas de madrugada con un arte de cerco (traíña) de menor tamaño que el usado en la pesca comercial de especies pelágico costeras. Una vez capturado se mantiene en unos depósitos, o tanques, generalmente intraborda, de varios metros cúbicos (dependiendo del barco), dispuestos en el centro del 13 buque, y con un sistema permanente de circulación de agua abierto. En algunos casos, especialmente en barco pequeños, el cebo se suele mantener en cestas de mimbre que se mantienen semisumergidas, unidas a la banda del barco, o dentro de pandorgas también unidas a la banda. Este último caso se utiliza más para mantener el cebo vivo cuando el barco va ha permanecer muchas horas atracado en puerto, a la espera de una reparación, mejora de los condiciones climáticas, etc. (Bas et al., 1995). Ya en el caladero, este método requiere que los pescadores se dediquen a cebar el atún (Rodríguez-Alfaro, 2009), al tiempo que rocían la superficie del mar con una especie de lluvia generada con un sistema de aspersión dispuesto a lo largo de la borda operativa. Según González-Ramos (1992), este sistema tiene 4 funciones principales: (i) impedir que el túnido vea el barco y el movimiento de los pescadores en su cubierta; (ii) similar la perturbación generada por un cardumen de atunes alimentándose, actuando como un factor de atracción y concentración en torno al barco; (iii) aumentar la voracidad y el frenesí por el alimento de estas especies, utilizando cebo en un rango de tallas hacia el que el túnido siente una gran afinidad; y (iv) evitar que el pez vea el anzuelo. No obstante, este último efecto es muy discutible ya que los pescadores en determinadas ocasiones utilizan los anzuelos sin cebo, limpios, ya que debido al frenesí de los atunes, estos atacan incluso a los anzuelos por su brillo metálico. 14 EL CLIMA Y LA PESCA DEL LISTADO En la actualidad existe un incremento en el interés por conocer cuales son las consecuencias que el cambio climático produce sobre la producción pesquera y el estado de los ecosistemas marinos y terrestres. Diferentes autores han comprobado que los cambios en los ecosistemas marinos, como pueden ser variaciones en la distribución de peces y plancton, son particularmente asombrosos porque son mucho más rápidos que los ocurridos en la flora y fauna terrestre (Cushing, 1982; Beare et al., 2002; Beaugrand et al., 2002; Parmesan y Yohe, 2003; Rosenzweig et al., 2007). El cambio climático supone una amenaza compleja para la sostenibilidad de la pesca, e incluso para el desarrollo de la acuicultura. La variabilidad de las poblaciones de peces y de la actividad pesquera está claramente relacionada con el tiempo y la dinámica climática (Ganzedo-López, 2009). Sus repercusiones se producen como resultado del calentamiento global a escala planetaria, provocando una diferencia térmica entre la tierra y los océanos, y entre las regiones polares y las tropicales que desencadena una serie de cambios físicos y químicos, que afectan a la intensidad, frecuencia y estacionalidad de los patrones climáticos (por ejemplo, el fenómeno de la oscilación meridional El Niño - ENSO) (Lehodey et al., 2006; FAO, 2009), y de ciertos fenómenos meteorológicos extremos (por ejemplo: sequías, incendios, tormentas y huracanes), y por tanto, a la estabilidad de los recursos marinos (FAO, 2009; Ganzedo-López, 2009), y a los túnidos en particular (Ganzedo-López, 2005; Ganzedo-López, 2009). En lo que respecta a las repercusiones físicas y biológicas, el cambio climático está modificando la distribución de las especies marinas y de agua dulce (Caballero-Alfonso et al., 2010; FAO, 2009). Estas repercusiones provocarían cambios en las comunidades que dependen de la pesca, y/o de la acuicultura, tan diversos como los propios cambios. En general, la intensidad de estas consecuencias dependerá de la vulnerabilidad de cada comunidad, que a su vez está relacionada con la sensibilidad y grado de exposición de la comunidad al cambio climático. El cambio climático tiene un efecto directo e indirecto sobre los stocks de peces (Caballero-Alfonso et al., 2010). Los efectos directos actúan sobre la fisiología, tasa de desarrollo, reproducción, comportamiento y supervivencia de larvas, de juveniles y adultos. Mientras que los indirectos alteran la productividad, estructura y composición de los ecosistemas marinos y provocan cambios en la abundancia de competidores, predadores y patógenos y alimentos (Brander, 2009). Sin embargo, muchos otros factores como la pesca, interacciones biológicas y factores ambientales no climáticos pueden desencadenar efectos similares. Estos efectos directos o indirectos del clima sobre la pesca se deben a que el cambio climático provoca modificaciones en determinados parámetros físico-químico, como la temperatura, vientos, mezcla vertical, salinidad, oxígeno, pH y otros (Brander, 2009), que alteran el ecosistema marino. Las pesquerías situadas en latitudes elevadas y las que dependen de sistemas especialmente sensibles al cambio climático, como los afloramientos o arrecifes de coral, parecen ser las que tiene una mayor posibilidad de exposición a estas repercusiones. Además las comunidades pesqueras situadas en deltas o en atolones de coral, y en zonas costeras dominadas por el hielo, serán en particular vulnerables al aumento del nivel del mar y los consiguientes riesgos de inundaciones, intrusión salina y erosión de la costa. Un claro efecto de estas repercusiones se puede observar en las especies de aguas más cálidas, las cuales están siendo desplazadas hacia los polos y experimentando cambios en el tamaño de su hábitat y productividad (Caballero-Alfonso et al., 2010; FAO, 2009). (FAO, 2009) estima que en un mundo con una temperatura más alta, es probable que la productividad de los ecosistemas se reduzca en las zonas de menos latitud y que aumente en los lugares de latitud elevada. El aumento de las temperaturas afectará también a los procesos fisiológicos de los peces, dando lugar a efectos tanto positivos como negativos sobre las pesquerías y los sistemas de acuicultura. Antes de entrar a definir los posibles efectos que puede tener el cambio climático sobre los diferentes stock de peces, debemos tener claro una par de conceptos, como pueden ser “cambio climático” y “variabilidad climática” (Brander, 2009): (i) se entiende por variabilidad climática los cambios en la temperatura, campo de vientos, ciclos hidrológicos, etc, a escala anual o decadal, 16 mientras que (ii) el cambio climático son los cambios a largo plazo de los valores medios de los parámetros ambientales (i.e. temperatura, etc.) (Ganzedo-López, 2009). Los cambios climáticos y la variabilidad climática ha ocurrido durante toda la historia, y los sistemas naturales han desarrollado una capacidad de adaptación que podrían ayudar a mitigar el impacto de futuros cambios. Sin embargo, existen dos factores que limitan esta capacidad de adaptación futura que son, por un lado, la más rápida tasa del “futuro” cambio climático respecto a los cambios acontecidos previamente y, por otro lado, que la capacidad de adaptación de las especies y sistemas están siendo comprometidas por varias presiones, incluyendo la pesca (Planque et al., 2009), perdida de la biodiversidad (incluyendo diversidad genética), destrucción del hábitat, contaminación, introducción e invasión de especies y patógenos (Hernández-López, 2009). Según esto, podemos distinguir dos tipos factores que afectan o provocan el cambio climático, por un lado el factor natural y por otro lado, el antropogénico (Brander, 2009). Cambios en la física y química ambiental ocurren naturalmente en ciclos diarios, estaciones, e incluso mayores, que pueden ser relacionados con el movimiento planetario (Ganzedo-López, 2009). Un ejemplo de variabilidad natural son los picos mensuales de viento o años de alta humedad. Mientras que el factor antropogénico del cambio climático produce un efecto mayor y más inmediato, teniendo influencia directa en la probabilidad de apariciones de eventos extremos (inundaciones, precipitaciones, sequías,...) (IPCC, 2003) y se caracteriza por ser acumulable. Y, como consecuencia de este factor antropogénico, se estima que los eventos de calor extremo, olas de calor, y precipitaciones extremas van a continuar siendo más frecuentes (IPCC, 2007). El clima oceánico es variable y esta mostrando episodios de calentamiento previos, más notables desde la mitad de la década de 1920 hasta la década de 1960 en el Atlántico Norte (Jensen, 1993). El cambio de especies y ecosistemas que tuvieron lugar son muy similares a los que están habiendo ahora y esos periodos cálidos del pasado pueden ser tomadas como análogos. Sin embargo, los periodos cálidos durante la década de 1920 son un claro ejemplos de variabilidad climática natural, mientras que la se esta viviendo en la actualidad muestra una clara influencia antropogénica, por lo que no se espera que tenga la misma tendencia ni límites. La tendencia podría no suavizarse y podría continuar aumentando la variabilidad 17 interanual y decadal (Sutton y Hodson, 2005; Smith et al., 2007). La variabilidad decadal en el clima oceánico es la mayor causa de los cambios de régimen (King, 2005), provocando que las interacciones biológicas que ocurren en las grandes áreas cambien, rápida y totalmente, a un estado diferente (alteración de especies dominantes, producción y estacionalidad). Conocer el mecanismo por el cual el cambio climático puede afectar a los ecosistemas marinos y las pesquerías, tanto a escala temporales de décadas, como en intervalos más cortos, es esencial para predecir su impacto sobre los mismos. Por ello, desde hace unos años, un tema de investigación importante es estudiar el efecto de la variabilidad climática sobre el reclutamiento, con relación a los cambios de régimen y cambios de distribución. En escalas temporales cortas (inferiores a 10 años) el cambio climático antropogénico añade sólo un pequeño incremento comparado con la variabilidad natural. Por ejemplo la variabilidad interanual de la temperatura superficial (conocida por sus siglas inglesas SST) del mar del Norte es alrededor de 2-3 oC, mientras que se espera que el incremento anual antropogénico de la temperatura sea del orden de 0,02 oC (IPCC, 2007). Sin embargo, aunque la tasa, año a año, del cambio climático antropogénico pueda ser lenta, esta es mucho más rápida en comparación con las fluctuaciones naturales y los valores acumulados alcanzan cuantías muy diferentes a las del estado natural. Si consideramos una escala temporal corta, entre 1 y 5 años, el impacto antropogénico medio es debido a niveles de sobreexplotación, degradación o pérdida de hábitat costera, contaminación, introducción de especies exóticas y por efectos no deseados de la acuicultura. Por otro lado, si consideramos una escala temporal media (5-25 años) observamos que existe un lapso de varias generaciones para las mayorías de las especies y son, por tanto, relevantes para el desarrollo policial de los planes de gestión para recuperar los stocks y garantizar la sostenibilidad del recurso. El papel del efecto del cambio climático a estas escalas puede ser crítico (Ganzedo-López, 2009). Mientras que si estudiamos las pesquerías a escalas temporales largas (superior a 26 años) el efecto del clima puede ser significativo y muy incierto. A modo de ejemplo, la población de anchoa y sardina del Sur de Benguela ha desarrollado una novedosa estrategia reproductiva que esta fuertemente relacionada con la dinámica estacional del mayor proceso ambiental del área. La característica principal de la estrategia pesquera es la separación espacial entre 18 los reproductores y los recién nacidos (Lehodey et al., 2006). Mientras que las poblaciones de sardina y anchoveta de Perú-Chile están fuertemente afectadas por la variabilidad interanual del ENSO, ya que la variabilidad climática a escala decadal provoca una alternancia entre periodos favorables para la sardina y desfavorables para la anchoveta y viceversa. Los eventos Niños son los periodos favorables para las sardinas, ya que afecta mucho a la anchoveta (Lehodey et al., 2006). Otro ejemplo de una pesquería afectada por la variabilidad climática es el caso de los salmones del Pacífico, ya que fluctuaciones decadales en la población han sido relacionadas con los cambios climáticos ocurridos en el Pacífico norte (Beamish y Bouillon, 1993), con el índice de la Oscilación Decadal del Pacífico (PDO) y con varios índices relacionados con el sistema de bajas presiones de las Aleutianas. Además cambios físicos asociados con el PDO han sido relacionados con grandes y drásticos cambios en la biota del Pacífico Norte, incluyendo a los peces bentónicos (Hare y Mantua, 2000). Las poblaciones de bacalao del Atlántico Norte son otro ejemplo de pesquería influenciada por el clima, esta concretamente esta relacionada con el índice de la Oscilación del Atlántico Norte (más por NAO en sus siglas inglesas), patrón climático que explica aproximadamente el 50% de la varianza de la mayoría de las variables físicas locales (viento, temperatura del aire, extensión de hielo, media anual de la temperatura subsuperficial, etc.) del Mar de Labrador (Drinkwater y Mountain, 1997) y del Mar de Barents (Ottersen y Chr, 2001). Sirabella et al. (2001), a través de una análisis de componentes principales y de análisis de correlaciones canónicas, demostró que la fase positiva del índice NAO coincidían con periodos de altas temperaturas, condición que era desfavorable para el reclutamiento del bacalao del Mar del Norte. Por otro lado, cambios a largo plazo en el fitoplancton también influyen en el reclutamiento del bacalao, y que, en el Atlántico Norte, está bajo la influencia de la NAO (Edwards et al., 2001). Asimismo, la pesquería de arenque está favorecida por periodos fríos durante los que se extienden más hacia el oeste, mientras que, durante los mismos, la sardina se restringe al área al oeste del Cornwall. Por ello, durante el periodo de frío extremo conocido como la “Pequeña edad de hielo”, en la segunda mitad del siglo XVII (Fagan, 2000), la sardina fue muy escasa, mientras que el arenque muy abundante. La sardina es más abundante en periodos cálidos, durante los cuales el arenque disminuye en el área más al sur de su distribución (Lehodey et al., 19 2006). Estas fluctuaciones se han asociado con cambios en la cobertura de hielo en Islandia (Beverton y Lee, 1965). Otro claro ejemplo de alternancia de especies es el que encontramos entre la sardina y la anchoa, donde la sardina es más abundante en periodos cálidos, como ocurrió por ejemplo durante el “Periodo Cálido Medieval” (entre los años 800 y 1250 d.C.) (Fagan, 2000), mientras que la anchoa es más abundante en periodos fríos como ocurrió por ejemplo durante la “Pequeña edad de hielo” (1640-1715 d.C.). Estimándose que el periodo temporal de expansión u contracción de las poblaciones de sardina es del orden de 50-60 años y de aproximadamente 30 años para la anchoa (Lehodey et al., 2006). Otro gran grupo de peces que se ven influenciado por la variabilidad climática son los túnidos, afectando principalmente a su dinámica de poblaciones (Lehodey, 2001; Lehodey et al., 2003, 2006; Ganzedo-López, 2009) y migraciones (Ottersen y Chr, 2001). Por ejemplo, las capturas de listado (Katsuwonus pelamis), rabil (Thunnus albacores) y otras especies de túnidos como el albacora (T. alalunga), están gobernadas por la variabilidad en la producción primaria y la localización de hábitat sostenibles para los reproductores y adultos. Esta relación clima-túnidos se observa entre las capturas y su distribución con las variaciones en el índice ENSO. Los atunes tropicales (listado y rabil) muestran más altos niveles de reclutamiento durante fases positivas de El Niño (ENSO), mientras que las especies subtropicales (albacora) muestran un efecto contrario, es decir, un bajo reclutamiento en fases positivas de El Niño y, por tanto, un más alto nivel de reclutamiento en fases de La Niña, durante la cual las especies tropicales muestran un bajo reclutamiento (Lehodey, 2001; Lehodey et al., 2003, 2006; Brander, 2009). Existen modelos de simulación que reproducen que el reclutamiento del listado y rabil aumentan simultáneamente en el Pacífico Central y Occidental durante los eventos positivos de El Niño, como resultado de cuatro mecanismos: (i) extensión de la masa de agua cálida más al este, (ii) aumento del alimento disponible para las larvas de atunes, (iii) condiciones de baja predación larvaria para los atunes, y (iv) retención de las larvas en áreas favorables como resultado de las corrientes oceánicas, dándose una situación opuesta durante la fase de La Niña (Lehodey et al., 2006). Además, (Lehodey et al., 2003) también observaron que las poblaciones de los atunes en el Pacífico Tropical están fuertemente influenciadas por el ENSO. Los mayores movimientos de los atunes en el Pacífico Central Occidental Ecuatorial están correlacionados con la posición de la “Zona de Convergencia Oceánica” 20 donde el agua cálida se encuentra con la fría, extendiéndose una masa de agua rica en recursos desde el Pacífico Oriental. Esta zona de convergencia cambia de este a oeste (en algunos casos 4.000 Km. en 6 meses) en función de las condiciones pasadas del ENSO. Otro ejemplo del efecto de la variabilidad climática en los túnidos es el que ha tenido lugar históricamente en el atún rojo (Thunnus thynnus), población que muestra evidencias de fluctuaciones dramáticas en el Mediterráneo y el Atlántico Oriental (Ravier y Fromentin, 2001, 2004; Ganzedo-López, 2009). Estas variaciones, más o menos cíclicas, parecen tener su origen en los cambios de la temperatura del agua del mar, ocasionados como consecuencia de variaciones en la actividad solar, gases invernadero, etc., lo que condiciona de forma importante la reproducción de esta especie y la viabilidad del reclutamiento durante los periodos más fríos (Ganzedo-López, 2009; Ganzedo-López, 2005). 21 MATERIAL Y MÉTODO (ICCAT) tiene a disposición pública bases de datos de captura de túnidos anuales y mensuales, distribuidas en varios ficheros de acceso gratuito en función de las necesidades del investigador (www.iccat.es). En este caso, se han utilizado los datos de captura mensual de listado para el área de Canarias del fichero “t2ce_20090218.mdb”. Estos datos corresponden a las capturas (en toneladas) de listado realizadas entre los 28oN y 16oO, en una malla de en la cuadrícula de 1ox 1o, entre 1975 y 2008. Las capturas anuales han sido extraídas del fichero “t1det_20091002_v3.xls”, debido a que este presenta una mayor temporalidad en los datos, entre 1965 y 2008. Además no se observó diferencias entre los datos anuales obtenidos de este fichero y los calculados a partir de los datos mensuales, por lo que se puede decir que ambos ficheros son iguales pero con diferente temporalidad. 2.1.2. Madeira Las capturas mensuales (en toneladas) obtenidas en el área de pesca de Madeira han sido obtenidas a partir de las bases de datos publicadas en la página web de ICCAT, concretamente a partir del fichero: “t2ce_20090218.mdb”. Este contiene los registros de captura mensual realizada por la flota Portuguesa de Cebo vivo con base en dichas islas entre 1974 y 2008. Los datos entre 1974 y 2007 se relacionan geográficamente con una cuadrícula de 5ox 5ocomprendida entre los 30oN y los 15oO, mientras que los obtenidos entre el 2005 y el 2008 se corresponden a capturas realizadas en la cuadrícula de 1ox 1ocomprendida entre los 32oN y 17oO. La captura total, durante el intervalo de tiempo en el que coinciden ambas cuadrículas, es la suma de las capturas obtenidas en cada una de estas cuadrículas. Por otro lado, las capturas anuales han sido extraídas del fichero: “t1det_20091002_v3.xls”, donde se recopilan los registros de descargas efectuadas en este Archipiélago entre 1950 y 2008 por la misma flota. 2.1.3. Azores Las capturas mensuales (en toneladas) obtenidas en el área de pesca del Archipiélago de Azores han sido, al igual que en los casos anteriores, de las bases de datos de ICCAT. Estas están consignadas en el fichero: “t2ce_20090218.mdb” 30 Análisis anual de los datos que contiene los datos de capturas mensuales realizada por la flota Portuguesa de Cebo vivo con base en Azores entre 1950 y 2008. Los datos de 1950 a 1980 están referenciados al área geográfica comprendida entre los 36oN y los 24oO, en cuadrículas de 1ox 1o, mientras que los registros de 1981 a 2008 corresponden a las capturas realizadas entre los 30oN y 25oO, con un mallado de 5ox 5o. La captura total, durante el intervalo de tiempo en el que coinciden ambas cuadrículas, es la suma de las capturas obtenidas en cada una de las cuadrículas antes mencionadas. Por otro lado, los registros anuales han sido extraídas del fichero: “t1det_20091002_v3.xls”, que contiene las capturas obtenidas por dicha flota entre 1950 y 2008. 2.1.4. Golfo de Vizcaya Los registros de capturas de bonito-listado, entre 1995 y 2008, obtenidos por la flota de cebo vivo con base en los puertos de Euskadi que faena en el Golfo de Vizcaya, concretamente entre la costa francesa y los 10oO, han sido facilitados por Iñaki Artexe del Centro Tecnológico Experto en Investigación Marina y Alimentaria (AZTI Tecnalia). 2.2. Análisis anual de los datos El análisis estadístico de los datos de captura y esfuerzo estuvo orientado a determinar: (i) la dependencia temporal de los datos obtenidos en cada una de las áreas de estudio; y (ii) la dependencia espacial entre los datos procedentes de las diferentes fuentes suministradoras de datos, particularmente en el caso de Canarias, con el objetivo de verificar la verosimilitud de los registros. Previo al estudio de la dependencia temporal y espacio-temporal de los datos se realizó un análisis de la normalidad de las series mediante la utilización de la prueba de Shapiro-Wilk,. Además, se realizó una correlación lineal entre los datos procedentes de las cofradías de pescadores y de los proporcionados por la Viceconsejería de Pesca del Gobierno de Canarias, con el objetivo de comprobar la independencia o no de las series. Sin embargo, para las series de capturas dadas por las cofradías de pescadores se estableció como intervalo temporal el periodo 31 MATERIAL Y MÉTODO comprendido entre 1980 y 2005 para establecer una igualdad temporal en todas ellas. 2.2.1. Verificación de las series de capturas de ICCAT para el área de Canarias Con el objeto de verificar que las series de capturas procedentes de ICCAT son fidedignas y que estas coinciden, en los intervalos temporales disponibles, con los datos suministrados por otras fuentes de información de ámbito más local (cofradías y Gobierno de Canarias) y, por lo tanto, fiel descriptora de la variabilidad temporal de dicha pesquería en los periodos en los que las fuentes locales no aportan información, se realizaron correlaciones lineales entre todas las series de captura existentes, anuales y mensuales, en los periodos coincidentes. Además de estas correlaciones, se realizó una adicional entre las series de ICCAT y una serie de capturas construida a partir de la suma de las dadas por las 4 cofradías previamente indicadas. 32 3RESULTADOS 3.1. Área de Canarias 3.1.1. Análisis gráfico Las series de capturas anuales de atún listado proporcionadas por las diferentes cofradías de pescadores se muestran en la figura 3.1, y en ellas se puede observar que estas presentan fuertes oscilaciones durante todo el periodo de estudio. De modo general, las capturas más altas se registraron en el periodo comprendido entre mitad de la década de 1980 y finales de la década de 1990. Con excepción de la isla de La Palma que muestra un primer pico importante de capturas en 1985 con 557,05 Tm, la mayoría de las pesquerías insulares tienen una fase de crecimiento progresivo hasta 1991-1992, periodo en el que se registraron los máximos de pesca, excepto en la serie procedente de la cofradía de Arrecife (Lazarote) cuyo máximo se desplaza a 1997-1998. Tras esta fase de crecimiento de los desembarco, se observa que la pesquería ha experimentado un importante y progresivo decrecimiento hasta alcanzar los valores mínimos, aunque con algunas oscilaciones, en la década de los 2000. Las series de esfuerzo de pesca construidas a partir de los datos proporcionados por las cofradías de pesca (figura 3.2) muestran un patrón similar al descrito para las series de captura. Así, y teniendo en cuenta que la unidad de medición del esfuerzo es ligeramente diferente en La Restinga (El Hierro) (ver material y métodos), con excepción de esta última serie todas las demás muestran un máximo de esfuerzo coincidente con sus respectivos máximos de captura antes citados. Sin embargo, y exceptuando a Mogán, parece que en proporción a la captura obtenida el esfuerzo ha sido más alto en el último tramo de las series.. RESULTADOS Figura 3.1 .- Representación gráfica de la captura anual de listado (Katsuwonus pelamis) obtenida por diferentes cofradías de pescadores de las Islas Canarias entre 1980 y 2008: EHLa Restinga-El Hierro; LPTazacorte-La Palma; GCMogánGran Canaria; LZNArrecife (Lanzarote). En este sentido, los valores de las CPUE (figura 3.3) muestran una tendencia decreciente en el tiempo, excepto en Mogán y La Restinga donde se observa una ligera recuperación en 2005 y 2006 respectivamente. No obstante, en todos los casos la mayor abundancia se observa en la primera mitad de la década de 1990. Las diferencias observadas en las abundancias pueden estar motivadas en la 34 Área de Canarias inexactitud de las medidas de esfuerzo, y también a las características de las flotas y su movilidad en cada uno de los puertos. Es necesario aclarar en este sentido, que algunos barcos del puerto de Mogán, especialmente los de mayor porte, realizan parte de la zafra del atún en aguas de otras islas, realizando las descargas en el puerto más próximo al punto de captura. Esto puede originar que en realidad la flota que descarga en un puerto pequeño sea en mayor de lo que su censo de embarcaciones refleja, a parte claro está de que no se consignan las salidas con pescas nulas. El caso de la flota con base en Arrecife puede ser diferente, ya que faena con bastante frecuencia en aguas africanas próximas, realizando los desembarcos en Arrecife, aunque no hayan sido estas capturas obtenidas en aguas de la isla de Lanzarote. Por otro lado, las series de captura de bonito-listado para cada una de las Islas procedentes de la Viceconsejería de Pesca del Gobierno de Canarias (figura 3.4), en el corto tramo temporal en que coinciden con las series de las cofradías antes descrito, son bastante similares en las oscilaciones y tendencias que presentan. Estás mostraron un mínimo entre el 2001 y 2003, para luego aumentar ligeramente hacia los años 2004 a 2006, con un máximo en 2005. Posteriormente, en 2007 se produjo un descenso en las capturas de todas las islas que se recuperó en el 2008, excepto en El Hierro. No obstante, estos máximo y mínimos observados en este corto intervalos pueden ser de mucho menor intensidad que los descritos previamente en las series de las cofradía, si tenemos en cuenta que son de similar magnitud, o mayor, en cantidad de toneladas desembarcadas, pero que son el resultado de la suma de las capturas registradas por toda la flota de cada una de las islas y no la de un solo puerto, como en el caso anterior. En este sentido, el caso de El Hierro puede ser un buen ejemplo, ya que mientras el máximo de capturas registrado por la cofradía de La Restinga en 1991 supero las 900 Tm, en la serie del Gobierno de Canarias el máximo de 2005 para toda la isla apenas llega a las 200 Tm. Sin embargo, es necesario resaltar que en este caso la mayor parte de la flota de la isla de El Hierro usa como puerto base La Restinga. Igualmente ocurre en Gran Canaria, mientras que el máximo de 2004 para toda la isla según la serie del Gobierno de Canarias rondaría las 700 Tm, sólo en el puerto de Mogán se desembarcaron más de 1000 Tm en 1992 y 1995. Igualmente, los datos de esfuerzo facilitados por la Viceconsejería de Pesca (figura 3.5) muestran que el mayor esfuerzo en esta pesquería se realiza desde las 35 RESULTADOS Figura 3.2 .- Representación gráfica del esfuerzo anual de listado (Katsuwonus pelamis) obtenida de las diferentes Cofradías de Pescadores desde 1980 hasta 2008. Superior: esfuerzo aplicado en La Restinga (días de pesca); Centro-superior: esfuerzo aplicado en Tazacorte (número de salidas); Centro-inferior: esfuerzo aplicado en Mogán (número de salidas); Inferior: esfuerzo aplicado en Arrecife (número de salidas). islas de Tenerife y Gran Canaria, con 1395 y 693 salidas anuales, respectivamente, mientras que los valores más bajos se observan en las islas de La Palmas y La Gomera, con 40 y 220 salidas anuales, respectivamente. 36 Área de Canarias Figura 3.3 .- Representación gráfica de la CPUE anual de listado (Katsuwonus pelamis) obtenida de las diferentes Cofradías de Pescadores desde 1980 hasta 2008. Superior: CPUE obtenidas de La Restinga; Centro-superior: CPUE obtenidas de Tazacorte; Centro-inferior: CPUE obtenidas de Mogán; Inferior: CPUE obtenidas de Arrecife. Asimismo, las oscilaciones que se aprecian en la serie de CPUE (figura 3.6) indican que no existe un patrón temporal homogéneo en la abundancia de esta especie disponible en todas las islas, ya que no existe coincidencia espacial en la temporalidad de los máximos y mínimos de abundancia. Por ejemplo, mientras que los rendimientos de pesca son mínimos en 2001 para casi todas las islas, en 37 RESULTADOS Gran Canaria esto ocurre en 2002. Igualmente, en 2004 se alcanzaron los valores más altos de CPUE en todas las islas, excepto en La Gomera y Lanzarote. Mientras que en el 2007 se produjo el último mínimo en los rendimientos, siendo este observable en todas las islas, para luego en el 2008 producirse un incremento que solo es apreciable en las islas orientales y no en las occidentales donde la CPUE siguió decreciendo. Esto puede estar indicando que la disponibilidad del atún bonito-listado no es homogénea a lo largo de todo el Archipiélago, mostrando este una distribución cambiante no solo a nivel geográfico sino también temporal. La serie de capturas anuales de listado obtenida a partir de ICCAT se representa en la figura 3.7, y en ella se puede observar que para todo el archipiélago existe un comportamiento similar al descrito por las fuentes anteriores: fuertes oscilaciones anuales y máximos de captura en la primera mitad de la década de 1990 (1992 con 7.128 Tm) y mínimos a principios de los 2000 (en 2002 con 365,5 Tm). No obstante, al ser esta serie más larga en el tiempo, también se observa un periodo de bajas capturas en la segunda mitad de la década de 1970. En esta serie no se aprecia una periodicidad que permita indicar un comportamiento cíclico de la abundancia en la región, aunque a partir de 1981 parece que se describe una cierta tendencia cuasi-cíclica de entre máximos y mínimo sucesivos que oscila entre los 4 y 8 años. 38 Área de Canarias Figura 3.4 .- Representación gráfica de la captura anual de listado (Katsuwonus pelamis) obtenida de la Viceconsejería de Pesca desde 2001 hasta 2008. Superior-Izquierda: obtenidas para el Archipiélago Canario; Centro-superior-Izquierda: Capturas obtenidas para Gran Canaria; Centro-inferior-Izquierda: Capturas obtenidas para Fuerteventura; Inferior-Izquierda: Capturas obtenidas para Lanzarote; Superior-Derecha: Capturas obtenidas para Tenerife; Centro-superior-Derecha: Capturas obtenidas para La Gomera; Centro-inferior-Derecha: Capturas obtenidas para La Palma; Inferior-Derecha: Capturas obtenidas para El Hierro. 39 RESULTADOS Tabla 3.4 .- Porcentaje mensuales de los datos procedentes de las cofradías de pescadores. Mes La Restinga Tazacorte Mogán Arrecife Captura Esfuerzo CPUE Captura Esfuerzo CPUE Captura Esfuerzo CPUE Captura Esfuerzo CPUE 1 0,01 0,26 0,11 0,21 0,77 1,13 4,74 0,69 2,78 0,53 4,3 0,09 2 0,04 0,34 0,36 0,03 0,29 0,51 0,53 0 0 0 0,76 0 3 3,69 3,83 6,89 0,17 0,51 3,09 1,05 2,06 0 3,3 1 0 4 8,81 10,07 11 2,3 3,21 4,97 2,6 2,92 1,83 1,84 1,68 1,76 5 23,92 18,33 19,75 9,6 8,79 14,33 3,38 5,6 1,72 4,46 3,06 1,41 6 25,71 21,94 24,07 19,86 20,08 13,12 8,47 10,59 9,16 10,89 11,63 11,32 7 19,05 19,45 17,5 22,67 23,06 14,37 15,22 14,3 18,76 10,58 16,94 10,1 8 15,01 14,2 14,17 23,47 20,12 15,98 24,14 21,14 20,95 13,59 23,06 5,91 9 3,54 5,85 5,51 11,83 10,87 16,26 17,49 17,15 9,78 23,11 14,92 25,88 10 0,17 3,83 0,39 5,82 6,2 7,52 10,52 14,47 6,92 20,06 9,68 29,63 11 0,03 1,51 0,14 2,22 3,72 4,48 6,14 8,94 4,55 9,34 6,77 11,25 12 0,01 0,39 0,13 1,81 2,39 4,23 5,72 2,13 23,54 2,28 6,19 2,65 46 Área de Canarias Figura 3.8 .- Box-plot de la dependencia temporal de las capturas de las cofradías de pescadores. 47 RESULTADOS Figura 3.9 .- Box-plot de la dependencia temporal del Esfuerzo de las cofradías de pescadores. 48 Área de Canarias Figura 3.10 .- Box-plot de la dependencia temporal de la CPUE de las cofradías de pescadores. 49 RESULTADOS Tabla 3.5 .- Resultados del Test de Friedman para el estudio de la dependencia espacio-temporal de los datos mensuales de las cofradías de pescadores. N=312 Captura Esfuerzo CPUE r p-valor r p-valor r p-valor Enero 26,63 <0,01 24,06 <0,01 18,73 <0,01 Febrero 8,61 0,03 9,30 0,03 13,86 <0,01 Marzo 13,94 <0,01 8,10 0,04 24,08 <0,01 Abril 15,91 <0,01 8,51 0,04 11,85 0,01 Mayo 13,93 <0,01 6,91 0,07 8,27 0,04 Junio 12,75 0,01 18,60 <0,01 2,32 0,51 Julio 3,46 0,33 24,56 <0,01 5,12 0,16 Agosto 4,94 0,18 27,18 <0,01 0,15 0,99 Septiembre 17,99 <0,01 28,13 <0,01 11,30 0,01 Octubre 21,10 <0,01 14,72 <0,01 10,57 0,01 Noviembre 23,27 <0,01 16,55 <0,01 6,17 0,10 Diciembre 13,39 <0,01 12,51 0,01 8,16 0,04 50 Área de Canarias Figura 3.11 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal de las capturas mensuales de las cofradías de pescadores (marzo-agosto). 51 RESULTADOS Figura 3.12 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal de las capturas mensuales de las cofradías de pescadores (septiembre-febrero). 52 Área de Canarias Figura 3.13 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal del esfuerzo mensuales de las cofradías de pescadores (marzo-agosto). 53 RESULTADOS Figura 3.14 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal del esfuerzo mensuales de las cofradías de pescadores (septiembre-febrero). 54 Área de Canarias Figura 3.15 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal de la CPUE mensuales de las cofradías de pescadores (marzo-agosto). 55 RESULTADOS Figura 3.17 .- Box-plot de la dependencia temporal de las capturas de la Viceconsejería de Pesca. 62 Área de Canarias Figura 3.18 .- Box-plot de la dependencia temporal del esfuerzo de las Viceconsejería de Pesca. 63 RESULTADOS Figura 3.19 .- Box-plot de la dependencia temporal de la CPUE de la Viceconsejería de Pesca. 64 Área de Canarias Estas series de datos de la Viceconsejería de Pesca del Gobierno de Canarias muestran dependencia espacial significativa tanto para las capturas (N = 96; H = 362,83; p-valor <0,01), como en el esfuerzo (N = 96; H = 361,54; p-valor <0,01) y CPUE (N = 96; H = 206,24; p-valor <0,01), mientras que la dependencia espacio-temporal es significativa en todos los casos (tabla 3.10), excepto para la CPUE de junio, lo que confirma lo descrito con anterioridad. Tabla 3.10 .- Resultados del Test de Friedman para el estudio de la dependencia espacio-temporal de los datos de la Viceconsejería de Pesca del Gobierno de Canarias. N=312 Captura Esfuerzo CPUE r p-valor r p-valor r p-valor Enero 37,19 <0,01 37,41 <0,01 33,4 <0,01 Febrero 21,04 <0,01 21,32 <0,01 15,81 0,03 Marzo 24,39 <0,01 24,18 <0,01 18,53 0,01 Abril 30,08 <0,01 30,35 <0,01 16,42 0,02 Mayo 36,84 <0,01 34,19 <0,01 19,78 0,01 Junio 37,21 <0,01 34,85 <0,01 11,69 0,11 Julio 36,91 <0,01 39,78 <0,01 29,68 <0,01 Agosto 41,21 <0,01 42,54 <0,01 29,1 <0,01 Septiembre 45,36 <0,01 43,64 <0,01 37,46 <0,01 Octubre 42,49 <0,01 43,47 <0,01 32,64 <0,01 Noviembre 44,89 <0,01 41,64 <0,01 34,64 <0,01 Diciembre 33,4 <0,01 34,16 <0,01 23,62 <0,01 La distribución espacio-temporal de las capturas viene representadas en las figuras 3.20 y 3.21, donde se observa que durante los primeros meses de zafra (marzo-mayo) las capturas más altas se localizan en la isla de Gran Canaria y en las islas occidentales (La Gomera y El Hierro). También se observa que a medida que pasan los meses las capturas se van igualando en todas las islas, para finalmente (septiembre-diciembre) aumentar en las islas más orientales. Por otro lado, se ha de resaltar que entre los meses de marzo y mayo se registran 65 RESULTADOS capturas altas en Gran Canaria, mientras que durante diciembre y febrero es la isla de Tenerife la que presenta mayores capturas. Del mismo modo, entre marzo y mayo se ejerce un mayor esfuerzo en el área de las islas occidentales (figuras 3.22 y 3.23) el cual se va igualando progresivamente por todo el Archipiélago a medida que transcurre el verano, para que finalmente entre septiembre y febrero centrarse en las islas orientales. Un patrón similar se reconoce en la distribución espacio-temporal de la CPUE (figuras 3.24 y 3.25). Mientras que las series de datos proporcionadas por las cofradía de pescadores y la Viceconsejería permiten un análisis detallado de la pesquería de bonito-listado, en especial del esfuerzo y las variaciones de la abundancia, a lo largo de la geografía del Archipiélago, su corta representatividad en el tiempo (entre unos años y casi dos década) no permiten establecer patrones de variación a mayor escala temporal, cosa que si permite la serie de capturas de ICCAT, aunque sin resolución geográfica deseada a nivel de islas, pero si proporciona una perspectiva geográfica más amplia. Dichas series, al igual que las anteriores presentaron una distribución no normal (Shapiro-Wilk: W = 0.76; p-valor <0.01). Su análisis también pone en evidencia la dependencia temporal de la pesquería dibujando diferencias significativas en la distribución mensual de las capturas (N = 408; H = 225,96; p-valor <0,01). Así, el periodo más importantes para la pesquería desarrollada en el conjunto del Archipiélago ocurre entre mayo y noviembre, con un 88,99% de las capturas anuales en promedio (figura 3.26; tabla 3.11). En cambio, en el área de Madeira, la pesca se centra entre junio y octubre (94,2%), mientras que en Azores y el Golfo de Vizcaya la pesca de esta especie ocurre mayoritariamente entre julio y octubre (92,29% y 99,56 % respectivamente) (tabla 3.11). 3.1.2. Validación de las capturas procedentes de ICCAT para el área de Canarias. Las series proporcionas por ICCAT son las series de capturas disponibles de mayor longitud temporal, sin embargo y la igual que ocurre con las series dadas por FAO son las que en principio podrían encerrar un mayor nivel de inexactitud, lo cual podría ser una fuente importante de introducción de error en las estimaciones. Por ello, se hace necesario verificar el grado de 66 Área de Canarias Tabla 3.11 .- Porcentaje mensual de las capturas obtenidas para el área de Canarias entre 1965 y 2008; Madeira entre 1950 y 2008; y Azores entre 1950 y 2008; a partir de ICCAT y del Golfo de Vizcaya entre 1995 y 2008 a partir de AZTI. Captura Mes Canarias Madeira Azores Golfo de Vizcaya 1 1,25 0,21 0,03 0 2 0,53 0,1 0,02 0 3 1,43 0,08 0,02 0,02 4 2,96 0,3 0,05 0 5 7,16 3,16 0,58 0,07 6 13,28 8,2 3,9 0,12 7 16,04 17,4 31,71 16,47 8 19,34 21,96 35,37 4,65 9 15,6 22,57 17,86 26,22 10 11,92 15,72 7,35 52,22 11 6,65 8,35 2,73 0,24 12 3,84 1,94 0,37 0 correspondencia entre esta serie y las dadas por los organismos generadores de datos de ámbito más local y que en principio deberían aportar un mayor nivel de exactitud en los registros, como se asume ocurre a nivel de las cofradías de pescadores. La serie de datos de ICCAT se ha generado a partir de la información recopilada por el IEO (Instituto Español de Oceanografía) a través de una red de suministradores de información distribuidos por todos los puertos del Archipiélago, que generalmente recolectan la información directamente de las cofradías de pescadores, por lo que ambas series (la de ICCAT y las de las cofradía) deben ser convergente en los periodos en los que coinciden ambas (1989-2007), al menos en sus correspondientes oscilaciones más que en los valores absolutos (téngase en cuenta que no se dispone de la información de todas las cofradías de pescadores del Archipiélago para realizar este trabajo). 67 RESULTADOS Las correlaciones lineales entre las capturas anuales y mensuales de ICCAT y las proporcionadas por las cofradías de pescadores se realizaron a través del método de Spearman, debido a la no normalidad de las series (tabla 3.12). Se observó que existe correlación lineal significativa entre ambos grupos de series (tabla 3.13), excepto con la captura anual desembarcada en Tazacorte. De todas las correlaciones la más importante fue la obtenida entre las capturas anules (r = 0,94; p-valor <0,01) y mensuales (r = 0,9; p-valor <0,01) de ICCAT y la suma de la captura proporcionada por todas las cofradías de las que se dispuso de datos, lo cual puede servir para certificar la fiabilidad de la serie de ICCAT para Canarias. Tabla 3.12 .- Test de Normalidad de Shapiro-Wilk para las capturas anuales procedentes de ICCAT y de las Cofradías de Pescadores (p-valor >0.05). p-valor Canarias (ICCAT) La Restinga Tazacorte Mogán Arrecife Cofradía total Anual 0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 0,06 Mensual <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Tabla 3.13 .- Correlaciones lineales de Spearman entre los datos mensuales procedentes de la Viceconsejería de Pesca del Gobierno de Canarias (p-valor<0,05). Áreas Correlación anual Correlación mensual r p-valor r p-valor Canarias - La Restinga 0,6 <0,01 0,50 <0,01 Canarias - Tazacorte 0,28 0,17 0,70 <0,01 Canarias - Mogán 0,81 <0,01 0,70 <0,01 Canarias - Arrecife 0,55 <0,01 0,68 <0,01 Canarias - Cofradía total 0,94 <0,01 0,90 <0,01 68 Área de Canarias Figura 3.20 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal de las capturas mensuales de la Viceconsejería de Pesca (marzo-agosto). 69 RESULTADOS Figura 3.21 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal de las capturas mensuales de la Viceconsejería de Pesca (septiembre-febrero). 70 Área de Canarias Figura 3.22 .- Box-plot de la dependencia espacio-temporal del esfuerzo mensuales de la Viceconsejería de Pesca (marzo-agosto). 71 RESULTADOS Figura 3.28 .- Box-plot de la dependencia temporal de la captura mensuales para el área de Madeira. 78 Área de Azores 3.3. Área de Azores Las capturas anuales de bonito-listado obtenidas por la flota portuguesa de cebo vivo que faena en aguas de Azores muestran fuertes oscilaciones con el tiempo (figura 3.29), observándose que entre 1960 y 2005 la serie muestra picos regulares de bajas capturas cada 5 años, con un mínimo histórico en 1957 con 26 Tm, pero irregulares para las altas capturas, con un máximo histórico en 1988 con 13751 Tm. Figura 3.29 .- Capturas anuales de listado (Katsuwonus pelamis) suministradas por la Comisión Internacional para la Conservación del Atún del Atlántico (ICCAT) entre 1950 y 2008 para el área de Azores. La dependencia temporal de las capturas fue realizada a través del Test de “Kruskal-Wallis”, debido a la no normalidad de los datos (Shapiro-Wilk: W = 0.46; p-valor <0.01), apreciándose diferencias significativas en la distribución mensual de las mismas (N = 552; H = 370.26 ; p-valor <0.01; figura 3.30), desembarcándose el 84,95% de las mismas entre julio y septiembre (tabla 3.11). 79 RESULTADOS Figura 3.30 .- Box-plot de la dependencia temporal de la captura mensuales para el área de Azores. 80 Área de del Golfo de Vizcaya 3.4. Área de del Golfo de Vizcaya En el área del Golfo de Vizcaya se observa que la serie de capturas de bonito-listado muestra oscilaciones de aproximadamente 3 años (figura 3.31), aunque desgraciadamente la serie de datos disponible es extremadamente corta (1997-2008) para determinar algún patrón temporal fiable. El máximo de la serie disponible ocurrió en 1997, año en el que se alcanzaron las 434,64 Tm. Figura 3.31 .- Captura anual de listado (Katsuwonus pelamis) obtenida por la flota española de cebo vivo para el área del Golfo de Vizcaya, entre 1997 y 2008 (datos suministrados por AZTI). En esta área, las capturas mensuales no se ajustan a una distribución normal (Shapiro-Wilk: W = 0.13; p-valor <0.01), por lo que el análisis estadístico se realizó con ayuda de una prueba no paramétrica (Kruskal Wallis Anova por rangos). Así, se observó que las mismas muestran dependencia temporal significativa (N = 168; H = 83.01; p-valor <0.01; figura 3.32), con la pesquería centrada principalmente entre los meses de julio y octubre (94,91%; tabla 3.11). 81 RESULTADOS Figura 3.32 .- Box-plot de la dependencia temporal de la captura mensuales para el área del Golfo de Vizcaya. 82 4DISCUSIÓN El bonito-listado constituyen el principal recurso pesquero de las Islas Canarias, especialmente en lo referente a volúmenes de captura e importancia económica de los mismos (Bas et al., 1995), aunque la estacionalidad de la pesquería no permite que exista una parte de la flota especializada y dedicada exclusivamente a su captura (hay que exceptuar algunas unidades con base en el puerto de Arrecife de Lanzarote, y que faena durante gran parte del año en aguas ajenas al Archipiélago). En general, aunque cada vez con menor intensidad, durante el periodo asociado a la zafra de atunes (de junio a octubre, según los años), la actividad pesquera artesanal se centra casi exclusivamente en la captura de estos túnidos, lo que permite un cierto descaso a los recursos bento-demersales de aguas neríticas del Archipiélago (González-Ramos, 1992; Hernández-García et al., 2002). Por otro lado, a pesar de que el nivel de explotación sobre la mayoría de los stocks de listado a nivel mundial se ha incrementado constantemente, las investigaciones han sido poco acertadas a la hora de establecer el nivel máximo de capturas sostenibles en los mismos (Fonteneau, 1986). Igualmente, en el Atlántico, las capturas de túnidos han sido infravaloradas y, a pesar de la alta intensidad del esfuerzo pesquero, no se han sugerido reducciones en el reclutamiento debido a sobreexplotación (Fonteneau, 1987). En este contexto, las capturas anuales de bonito-listado (Katsuwonus pelamis) obtenidas por el método de cebo vivo en las aguas que rodean a los archipiélagos de Canarias, Madeira y Azores, y Golfo de Vizcaya muestran fuertes oscilaciones en el tiempo, pero sin una tendencia clara, aunque se ha constatado un reducción importante en los rendimientos más recientes. En todos los casos, los máximos de captura se obtuvieron entre las décadas de 1980 y 1990, aunque sin guardar un patrón común entre zonas de pesca. Así, mientras que en Azores se alcanzó el máximo DISCUSIÓN histórico de capturas a finales de década de 1980, Madeira lo logró en plena década de 1990, al tiempo que Azores entraba en una importante regresión. Curiosamente entre 1996 y 1997 Azores inició una corta recuperación mientras las capturas en Madeira descendían vertiginosamente. A partir del año 2005 ambas pesquerías han entrado en una nueva y tímida fase recuperación y subsiguiente caída, pero esta vez en simultáneo. Canarias, sin embargo, presenta un patrón oscilatorio de las capturas relativamente más estable en el tiempo, aunque no menos complejo. Se comporta como sumatorio de las oscilaciones temporales observadas en Azores y Madeira, a modo de zona de transición previa a las dos áreas más septentrionales. No hay que olvidar que está especie se recluta en el Golfo de Guinea y realiza anualmente migraciones hacia aguas septentrionales acopladas al patrón de variación estacional de la temperatura del agua del mar en latitud (González-Ramos, 1992; FAO, 1994), lo cual podría ayudar a explicar el patrón observado en las capturas canarias con respecto a Madeira y Azores. Por otro lado, las capturas en el Golfo de Vizcaya muestran un patrón de variación similar al descrito para Madeira, pero con una regresión muy importante a partir del máximo de 1997. Desgraciadamente, la serie de datos de capturas disponible para está última zona no permite hacer muchas conjeturas al respecto, debido a la escasa extensión temporal de la misma. En Canarias, donde se ha dispuesto de series de captura con mayor precisión temporal y espacial, se observa una disminución considerable de las capturas a partir de 1998, de la cual parece recuperarse ligeramente en el 2006 y a partir de 2008. Los factores que pueden estar detrás de las oscilaciones observadas en dichas series, y la caída en las capturas experimentada desde finales de la década de 1990, pueden ser múltiples, sin descartar la posibilidad de que sean síntoma de agotamiento de este recurso. No obstante, Chassot et al. (2009) consideran que el stock de bonito-listado del Atlántico Centro-oriental se encuentra aún subexplotado. Así, partiendo de esta idea, la variabilidad descrita no puede ser únicamente achacable a la estructura pesquera de Canarias o del resto de las regiones insulares del área, de forma individual o en conjunto (Gouveia y Mejuto, 2003). En Canarias, a lo largo de los dos últimos decenios se han publicando diversos informes y trabajos sobre ictiología y, en menor medida, de pesca, que indican que la mayor parte de las especies bento-demersales sometidas 84 a explotación en el Archipiélago muestran síntomas de sobreexplotación, coincidiendo con una disminución en la productividad de los diferentes caladeros donde actúan las distintas flotas artesanales insulares, especialmente en Gran Canaria (Hernández-García et al., 2002). No obstante, los motivos que han provocado el reciente descenso de las capturas de todas las especies pelágicas oceánicas, como son los túnidos, no se puede buscar únicamente en el entorno próximo a las islas, ya que sobre dichas poblaciones actúan toda una serie de factores de ámbito mesoescalear, tanto de tipo climático (Gouveia y Mejuto, 2003) como pesqueros. El papel de estos último, paradójicamente, resulta más complicado de evaluar ya que no existen series de captura lo suficientemente detalladas, y menos aún del esfuerzo realizado por las diferentes modalidades de flota que actúan sobre esta especie, siendo el existente poco informativo y difícil de estandarizar (Chassot et al., 2009). Los stocks de listado del Atlántico, al igual que los stocks de esta especie en otros océanos, presentan una serie de características que dificultan extraordinariamente su evaluación mediante los modelos al uso (Chassot et al., 2009). Estas características son las siguientes: (1) reclutamiento continuo a lo largo del año, pero heterogéneo en el espacio y tiempo (Collette y Nauen, 1983; Cayré y Farrugio, 1986; Fromentin y Restrepo, 2001; Andrade y Teixeira Santos, 2004), por lo que no es posible la identificación y seguimiento de cohortes individualizadas (Fonteneau, 1987); (2) un aparente crecimiento variable entre zonas ((Bard y Antoine, 1986; Pillay y Gopakumar, 1989; Gaertner et al., 2008), lo que dificulta la interpretación de las distribuciones de tallas y su conversión en edades; (3) la explotación por muchas y distintas flotas (cebo vivo, cerco, etc.) con coeficiente de mortalidad y selectividad distintos y no constantes (Gaertner, 2010); y (4) el nivel de incertidumbre existente en los datos que se requirieren conocer cara a la gestión se ha de realizar a través de una aproximación estadística (Hilborn, 1992; Chassot et al., 2009). Esto dificulta la estimación del esfuerzo efectivo, y consecuentemente la mortalidad por pesca, que se ejerce sobre el stock del Atlántico Centro-oriental, dificultando realizar evaluaciones estándar (Fonteneau, 1987; Laloë, 1989; Gascuel y Foucher, 1993; Maury y Restrepo, 2001; Chassot et al., 2009). Una aproximación diferente fue la realizada por Solari (2008), que no establecen una evaluación del recurso si describe las oscilaciones en la abundancia del stock, a diferentes escalas geográficas, a partir de una aproximación matemática, no 85 DISCUSIÓN lineal, consistente en la sumatoria de ajustes polinómicos parciales a la serie de capturas. Solari (2008) plantea que la población de bonito-listado que se distribuye a lo largo del Atlántico Centro-Oriental, entre el Golfo de Guinea y el Golfo de Vizcaya, entró en una fase de expansión en la década de 1990, procedente de un nivel previo de abundancia y reclutamiento menor en las décadas de 1970 y 1980, que permitió un incremento de las capturas obtenidas en todo el área. Chassot et al. (2009) explica este incremento en las capturas globales del área por el cambio de estrategia de pesca que significó el intensivo uso de FADs, particularmente en el área de pesca conocida como Sherbro sur (0-5oN – 10-20oO), así como la posterior caída de las captura pudo ser consecuencia de una reducción del esfuerzo de pesca en el área, al disminuir el número de barcos y la implantación de la moratoria de pesca entorno a objetos, durante los meses de noviembre a enero, entre los 4oS y 5oN. No obstante, no hay motivos para que estos cambios en la estrategia de pesca en aguas próximas al ecuador, que afectan principalmente a las flotas de cerco, tengan su reflejo en las capturas estacionales observadas en Canarias, Madeira y Azores, donde las flotas de pesca artesanal de cebo vivo no han sufrido variaciones significativas en su poder de pesca (no se usa la modalidad de cerco para pescar túnidos), y no usan objetos para concentrar los cardúmenes de túnidos. Bien al contrarío, tanto la moratoria de pesca sobre FADs como la reducción de la flota de cerqueros, debería haber permitido un incremento en la disponibilidad de peces para las flotas de cebo vivos de los archipiélago más septentrionales del Atlántico Centro-oriental a principios de la década de 2000, cosa que no ocurrió. A diferencia de lo anterior, Solari (2008) justifican este incremento en el reclutamiento en un hipotético cambio en las condiciones ambientales que determinan la capacidad de carga del sistema en el que se desarrolla la especie, y que hace que la misma oscile entre dos niveles de abundancia que conforman una orbitas de variación entorno a sus respectivos centros de estabilidad, a modo de atractores fractales (Solari, 2008). Cada una de estas órbitas vendrían establecidas por una determinada capacidad de carga del sistema que encorsetaría las oscilaciones de la biomasa de la población, con fases de compensación seguidas de otras de depensación, en cuasi ciclos de 6 a 8 años dependiendo de característica ambientales específicas. Cuando dichas condiciones lo permiten, una reducción en la mortalidad larvaria favorecería el reclutamiento de la especie, que se ha de 86 reflejar necesariamente en la pesquería tras el correspondiente retardo asociado al tiempo que estos peces necesitan para alcanzar la talla de reclutamiento al arte, tras incorporarse a las diferentes áreas de pesca durante su migración estacional; esta edad de reclutamiento al arte puede estar oscilando entre 0 y 1,5 años dependiendo de las zonas y partes del año (Fromentin y Restrepo, 2001; Andrade y Kinas, 2004). En el Atlántico Centro Oriental, y concretamente en Canarias, se han realizado estudios similares con el pulpo, demostrando que la Oscilación de Atlántico Norte (NAO) y la temperatura superficial del mar están detrás de las oscilaciones interanuales de esta especie (Hernández-García et al., 2002; Solari, 2008; Caballero-Alfonso et al., 2010). El bonito-listado al migra estacionalmente a lo largo de un gradiente de latitud, entre zonas próximas al ecuador y 58oN (Collette y Nauen, 1983), siendo afectado por una multiplicidad de perturbaciones externas de naturaleza dinámica (evolucionan con el tiempo) (Collette y Nauen, 1983; González-Ramos, 1992; Solari, 2008). En éste sentido, existe un número creciente de evidencias que sugieren que la capa superior del océano (donde estos peces son reclutados y por la que migran preferentemente) está afectada por procesos oceanográficos, atmosféricos y climáticos de forma más directa que el resto del océano. Por ejemplo, la distribución espacial de “espuma” (Kerman y Szeto, 1994), formación de olas por el viento (Lionello y Sanna, 2005; Rózynski, 2010; Cañellas et al., 2010), circulación oceánica debida al viento (Penduff et al., 2010; Chhak y Moore, 2007) y ruptura de las mismas (Kerman y Szeto, 1994), distribución de la temperatura (Fu, 1994, 1995), longitud de isotermas y patrones de la temperatura superficial en turbulencias mesoescalares (Bunimovich et al., 1993) y “comportamiento” fractal de las isotermas y propiedades de frentes marinos (Marullo et al., 1993), incluso la intensidad con que el sistema de afloramientos afecta a las zonas oceánicas próximas (Barton et al., 1998, 2004; Pelegrí et al., 2005), pueden ser otros factores que determinan el reclutamiento a la población/área y al arte, así como a la distribución espacial en áreas de pesca y rutas migratorias en el atún listado. De este modo, la auto-similaridad descrita por Solari (2008) puede tener tres posibles explicaciones: (1) que al tratarse de un único stock/población, las variaciones en el comportamiento/distribución/abundancia de cualquier parte del todo mostrará las variaciones del conjunto; (2) las variaciones observadas en la abundancia mediadas por variables externas (ambientales), de efecto mesoescalar, 87 Bibliografía Andrade, H. y Kinas, P. Estimation of birthdates and catch-at-age using length frequency analysis (LFA), with application for skipjack tuna (Katsuwonus pelamis) caught in the Southwest Atlantic. ICES Journal of Marine Science: Journal du Conseil, 61(5) (2004):páginas 798–811. Andrade, H. y Teixeira Santos, J. Seasonal trends in the recruitment of skipjack tuna (Katsuwonus pelamis) to the fishing ground in the southwest atlantic. Fisheries research, 66(2-3) (2004):páginas 185–194. Anónimo. Informe de la Sesión ICCAT de evaluación de stocks de Listado. Collect. Vol. Sci. Pap. 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