Cita requerida:

Defeo, O. y Vasconcellos, M. 2020. Transición hacia un enfoque ecosistémico de la pesca - Lecciones aprendidas de pesquerías de América del Sur. FAO Documento técnico de pesca y acuicultura N.o 668. Roma, FAO. https://doi.org/10.4060/cb2229es

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ISSN 2070-7037 [Impresa]
ISSN 2707-5435 [En línea]

ISBN 978-92-5-133664-9
E-ISBN 978-92-5-133813-1 (MOBI)
© FAO, 2020

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Preparación de este documento

El enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) fue adoptado por la Consulta Técnica de la FAO sobre la gestión basada en los ecosistemas en Reykjavik (2002). Desde entonces, dicho enfoque ha sido promovido por la FAO como apropiado para el desarrollo sostenible y la gestión de la pesca, en el marco del Código de Conducta para la Pesca Responsable. En las últimas décadas, ha habido varias experiencias relacionadas con la puesta en práctica de los principios y herramientas del EEP, ya sea a través del apoyo directo de la FAO u otras iniciativas nacionales e internacionales. Estas experiencias condujeron a diferentes niveles de éxito y cambios en las prácticas de gestión pesquera. Las lecciones aprendidas de los éxitos y fracasos son fundamentales para guiar los esfuerzos futuros de la FAO para promover las mejores prácticas para el manejo sostenible de los recursos pesqueros. Con el fin de contribuir a una revisión global para la implementación del EEP, esta publicación examina ejemplos de pesquerías marinas en América del Sur que intentaron implementar sistemas de gestión pesquera de acuerdo con algunos de los principios básicos de dicho enfoque. El documento fue preparado bajo los auspicios del programa regular de la Subdivisión de Pesca Marina e Interior de la División de Pesca (NFIF) y la Oficina Regional de la FAO para América Latina y el Caribe (FAO-RLC).

Resumen

La FAO ha promovido el enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) como una aproximación holística dirigida a mejorar la situación crítica de la pesca a nivel mundial. A pesar de la amplia aceptación del EEP, se desconoce el grado en que la adopción de dicho marco condujo, en la práctica, a cambios reales en los sistemas de gestión. Esta publicación analiza siete pesquerías de América del Sur que intentaron desarrollar sistemas de manejo de acuerdo con principios básicos de un EEP: la vieira Zygochlamys patagonica y la anchoíta Engraulis anchoita en Argentina; el camarón siete barbas Xiphopenaeus kroyeri en Suriname; la almeja amarilla Mesodesma mactroides en Uruguay; el loco Concholepas concholepas en Chile; el pepino de mar Isostichopus fuscus en Ecuador; y la anchoveta Engraulis ringens en Perú. El análisis comparativo de estas pesquerías permitió identificar condiciones contextuales preexistentes propicias para el logro de pesquerías exitosas, incluyendo: (1) la presencia de límites del sistema pesquero bien definidos, con una clara correspondencia entre las escalas ecológica (recurso), de operación (pesca) y gestión (unidad de manejo); (2) fuerte cohesión interna, liderazgo y tradiciones en las comunidades pesqueras; (3) un marco legal adecuado para la implementación del EEP; y (4) condiciones institucionales propicias, tales como reglas de acceso bien definidas y gobernanza colaborativa entre los usuarios y los gobiernos centrales en el largo plazo. Los factores que desencadenaron cambios en el enfoque de gobernanza y que llevaron a sistemas de manejo más holísticos estuvieron relacionados, en la mayoría de los casos, a crisis pesqueras, aunque en otros casos el incentivo o factor disparador fue de naturaleza económica (e.g., certificación pesquera). Fue posible identificar logros relevantes como resultado de dichos cambios, que se vieron reflejados en los cuatro pilares de la sostenibilidad, i.e., ecológicos, sociales, económicos e institucionales. Se observaron efectos importantes de forzantes externos afectando a los sistemas pesqueros a diferentes escalas de espacio y tiempo, tales como el clima, los mercados, la acuicultura y la inestabilidad y fragilidad en los sistemas de gobernanza. Se describen estrategias de adaptación y mitigación para contender con estos impactos en diferentes etapas del ciclo de manejo, así como para aumentar la resiliencia de los sistemas pesqueros en el largo plazo.

Índice

Preparación de este documento

Resumen

Lista de cuadros y figuras

Agradecimientos

Abreviaturas y acrónimos

Resumen ejecutivo

1. Introducción

1.1 El enfoque ecosistémico de la pesca

1.2 Las pesquerías de América del sur

1.3 Racional del estudio y objetivos

1.4 Criterios usados para la selección de casos de estudio

2. La vieira patagónica Zygochlamys patagonica de Argentina

2.1 El recurso y su pesquería

2.2 El enfoque ecosistémico en la pesquería de vieira

2.2.1 La especie objetivo: gobernanza y manejo

2.2.2 Importancia de la especie en el ecosistema, descarte y su manejo

2.2.3 Aspectos socio-económicos

2.2.4 Forzantes externos

2.3 Conclusiones y perspectivas

3. El camarón siete barbas Xiphopenaeus kroyeri de Suriname

3.1 El recurso y su pesquería

3.2 Enfoque ecosistémico

3.2.1 Sistema de gobernanza y manejo

3.2.2 Captura incidental y descarte

3.2.3 Aspectos socio-económicos

3.2.4 Forzantes externos

3.3 Conclusiones y perspectivas

4. La anchoíta Engraulis anchoita de argentina

4.1 El recurso y su pesquería

4.2 El enfoque ecosistémico en la pesquería de anchoíta

4.2.1 La especie objetivo: evaluación, gobernanza y manejo

4.2.2 Importancia de la especie en el ecosistema, descarte y su manejo

4.2.3 Bienestar social y económico

4.2.4 Forzantes externos

4.3 Conclusiones y perspectivas

5. La almeja amarilla Mesodesma mactroides de Uruguay

5.1 La pesquería: características básicas y tendencias históricas

5.2 Cambios en el sistema social-ecológico: factores desencadenantes y transición al EEP

5.3 Institucionalización del EEP y su impacto en el sistema social-ecológico

5.3.1 Gobernanza y manejo

5.3.2 Aspectos bio-socio-económicos

5.4 Forzantes externos y capacidades de adaptación y mitigación

5.4.1 Clima y factores relacionados

5.4.2 Mercados

5.5 conclusiones y perspectivas

6. El gasterópodo Concholepas concholepas (“loco”) de Chile

6.1 La pesquería: características básicas y tendencias históricas

6.2 Factores desencadenantes de cambios en el sistema social-ecológico

6.3 El EEP en la práctica y su impacto en el sistema social-ecológico

6.3.1 Gobernanza y manejo

6.3.2 El recurso y su contexto ecosistémico

6.3.3 Aspectos socio-económicos

6.4 Forzantes externos, fuentes de incertidumbre y debilidades

6.4.1 Ciclos de vida, clima y escalas operacionales relevantes

6.4.2 Mercados

6.4.3 Acuicultura: efectos proximales y distales

6.4.4 Pesca ilegal y áreas de libre acceso

6.5 Conclusiones y perspectivas

7. El pepino de mar Isostichopus fuscus en Galápagos (Ecuador)

7.1 La pesquería: características básicas

7.2 Factores desencadenantes de cambios en el sistema social-ecológico

7.3 Impacto de los cambios institucionales y operacionales

7.3.1 Gobernanza y manejo

7.3.2 Aspectos socio-económicos y el papel clave del mercado como forzante externo

7.4 El clima como forzante externo

7.5 Otras fuentes de incertidumbre

7.6 Reflexiones finales

8. La anchoveta Engraulis ringens de Perú

8.1 La pesquería: características básicas y tendencias históricas

8.2 Aspectos relacionados con un enfoque ecosistémico de la pesca

8.2.1 Sistema de gobernanza, evaluación y manejo

8.2.2 Aspectos ecosistémicos, captura incidental y descarte

8.2.3 Aspectos socio-económicos

8.2.4 Forzantes externos

8.3 Conclusiones y perspectivas

9. Discusión y conclusiones

9.1 Logro de los objetivos hacia pesquerías sostenibles

9.1.1 Ecología, socioeconomía y gobernanza: aspectos generales

9.1.2 La redundancia en herramientas de evaluación, manejo y control

9.2 Factores desencadenantes o propulsores de cambios

9.3 Condiciones ecológicas, sociales, económicas e institucionales propicias

9.4 Forzantes externos y su rol clave en el manejo de los recursos

9.4.1 Mercados

9.4.2 Clima

9.4.3 Gobernanza

9.4.4 Acuicultura

9.4.5 Múltiple exposición: retos y necesidad de adaptación a factores externos

9.5 Epílogo

Referencias

CUADROS

1.1 Elementos y preguntas que guiaron el análisis de los sistema social-ecológicos (SES) seleccionados. La terminología y conceptos son consistentes con las etapas propuestas por FAO (2006) y desarrolladas por Bianchi (2008, ver detalles en Defeo, 2015) para la implementación del EEP

1.2 Características principales de las siete pesquerías de América del Sur analizadas en este documento, con información recabada de diversas fuentes

3.1 Variaciones batimétricas en las características del sedimento que determinan una estratificación batimétrica de la fauna y diferentes especies típicas para cada estrato

6.1 Problemas con la política de AMERB identificados por los pescadores artesanales y soluciones sugeridas. Modificado de Castilla y Gelcich (2008) y de Gelcich et al. (2017)

9.1 Ejemplos de logros pesqueros en elementos ecológicos, socioeconómicos y de gobernanza en las pesquerías analizadas en este documento. N/A: no aplica, N/D: no disponible

9.2 Redundancia en los procesos de evaluación, manejo y MCV en sistemas pesqueros como parte de la estrategia para disminuir la incertidumbre y propender al éxito pesquero

FIGURAS

1.1 Componentes básicos de un sistema social-ecológico pesquero

1.2 Fluctuaciones temporales de las capturas de recursos marinos en América del Sur, discriminadas por océano. Las capturas corresponden a las áreas estadísticas de la FAO 41 (Océano Atlántico Sudoccidental) y 87 (Océano Pacífico Sudoriental). Nótese las diferentes escalas en el eje Y

1.3 Pesquerías seleccionadas de América del Sur en el presente trabajo

2.1 Distribución espacial de la vieira Z. patagonica, resaltando las unidades de manejo establecidas por resolución del Consejo Federal Pesquero

2.2 Variaciones históricas de (a) los desembarques de vieira (expresados en peso total); y (b) el área barrida por los 4 buques operativos en la pesquería. Las capturas de vieiras enteras se estiman a partir de la producción de músculo (carne) utilizando un coeficiente de conversión

2.3 Ejemplo de la regla de decisión basada en estimaciones de abundancia derivadas en cruceros de evaluación de la vieira patagónica en Argentina. El polígono negro representa los límites de la Unidad de Manejo (UM) y el contorno verde los límites de los bancos de vieira dentro de cada UM, definidos en base a la asignación anual del esfuerzo por parte de la flota (alto en gris, medio en celeste y bajo en blanco en la figura). El polígono azul define el área cubierta por la evaluación y los puntos indican las estaciones de muestreo. Los polígonos rojos incluyen estaciones de muestreo con una proporción de vieiras con talla superior a la legal (Z >0,5). El polígono anaranjado define el área donde la pesca es permitida

2.4 Relación entre la captura de vieira patagónica (expresada en t de callo) y el precio unitario de exportación de dicho producto (USD/t) entre los años 2007 y 2017. Nótese el incremento del precio en el tiempo

3.1 Distribución geográfica del camarón siete barbas

3.2 Variaciones de largo plazo en la captura y el esfuerzo ejercido en la pesquería de camarón siete barbas en Suriname

3.3 Estructura simplificada de la gobernanza en el camarón siete barbas de Suriname, contando con el Grupo de Trabajo (“Seabob Working Group”) como eje central

4.1 (a) Distribución espacial de la anchoíta E. anchoita, resaltando los tres efectivos. Modificado de Fishbase (b) capturas en la ZCPAU para el año 2015 (indicada en el mapa) y Mar Argentino, con gradientes de coloración que denotan rendimientos crecientes

4.2 Variaciones de largo plazo en los desembarques del stock bonaerense de anchoíta por parte de Argentina (línea verde sólida) y Uruguay (línea roja punteada) entre 1986 y 2018. En el año 2011 (línea punteada vertical) la pesquería fue certificada por el Marine Stewardship Council

4.3 Composición de la flota que operó sobre el recurso anchoíta en el Mar Argentino entre 1993 y 2018

4.4 Desembarques de anchoíta en el Mar Argentino entre 1999 y 2015, discriminados por tipo de flota

4.5 Sistema Integrado de Control de Actividades Pesqueras (SICAP) implementado en Argentina para las actividades de MCV, aplicadas en la pesquería de anchoíta

5.1 Ubicación geográfica de las localidades de La Coronilla y Barra del Chuy en Uruguay, donde se desarrolla la pesquería de almeja amarilla Mesodesma mactroides

5.2 Variaciones a largo plazo en la abundancia (ind/m) del stock explotable de la almeja amarilla en Uruguay, estimado mediante evaluaciones directas. Se muestran las fases pesqueras, incluida la ocurrencia de mortandades masivas, clausuras pesqueras y la implementación de políticas de alto nivel (institucionalización). Los ejes Y están en escala logarítmica

5.3 Algunos hitos que contribuyeron a la formalización del EEP en pesquerías artesanales de Uruguay, incluyendo aspectos específicos de la pesquería de almeja amarilla

5.4 Esquema de zonificación de la Unidad Funcional de Manejo Ecosistémico (UFMEP) establecido para contender con diferentes tipos de uso del ecosistema. Se incluyen zonas destinadas para la extracción de la almeja (Zonas B, C y D) y otras destinadas a la recreación en la época estival, cercanas a los dos destinos turísticos (La Coronilla y Barra del Chuy; Zonas A y E). Estas últimas son utilizadas eventualmente para la extracción entre mayo y octubre (veda), cuando la temporada de pesca se ve afectada, por ejemplo, por vedas ocasionadas por floraciones algales nocivas (mareas rojas)

5.5 Comparación de indicadores bioeconómicos de la pesquería de almeja amarilla a través de su cociente de respuesta (en forma logarítmica), estimado en base a la comparación antes vs. después de la implementación del EEP. Valores del logaritmo del cociente de respuesta > 0 (es decir, valores no transformados > 1), implican un aumento en los valores medios de los indicadores después de la implementación del EEP

5.6 Pesquería de almeja amarilla en Uruguay: (a) variaciones en el tipo de producto comercializado en el mercado local entre 2008 y 2018; y (b) diagrama de dispersión de la relación CPUE-precio unitario para el mismo periodo, diferenciando las fases históricas de acceso abierto (○), co-manejo de facto (□) y fase de EEP ()

5.7 (a) Zonas con mayores tasas de calentamiento anuales (valores en la barra de la derecha) para el periodo 1960-2019. Figura elaborada por Leonardo Ortega; (b) Secuencia temporal de las mortandades masivas de la almeja amarilla en el Océano Atlántico sudoccidental

5.8 Diagrama conceptual de los principales forzantes externos que afectan el sistema social-ecológico de la pesquería de almeja amarilla en Uruguay, con énfasis en los efectos del clima en los componentes biofísico y social

5.9 Ciclo de manejo de la pesquería de almeja amarilla en Uruguay, incluyendo adaptaciones específicas y soluciones a los desafíos impuestos por el efecto de forzantes externos tales como cambio climático y la globalización de mercados

6.1 Distribución del loco Concholepas concholepas

6.2 Fluctuaciones de largo plazo en desembarques, precio por t de carne procesada (pie) y exportaciones del loco C. concholepas en Chile. Se muestran las fases pesqueras, incluyendo la clausura donde ocurrió pesca ilegal y la implementación de políticas de alto nivel (institucionalización) como resultado de cambios en la gobernanza

7.1 Principales zonas de pesca (en verde) de pepino de mar en Islas Galápagos

7.2 Hitos más importantes del marco legal e institucional de las Islas Galápagos, Ecuador

7.3 Estructura institucional de gobernanza para el manejo de la pesquería de pepino de mar en la Reserva Marina de Galápagos, efectivizada luego de la promulgación de la Ley Orgánica de Régimen Especial para la Conservación y Uso Sustentable para la Provincia de Galápagos (LOREG) en marzo de 1998. Algunos cambios ocurrieron luego de la promulgación de la modificación de la LOREG en 2015 (ver numerales siguientes en este capítulo)

7.4 Variaciones de largo plazo en indicadores pesqueros de la pesquería de pepino de mar en Galápagos. Todas las variables fueron estandarizadas

8.1 Distribución geográfica de la anchoveta

8.2 Clasificación y caracterización de las diferentes flotas que extraen el recurso anchoveta en Perú, incluyendo asimismo las respectivas áreas de operación y algunas medidas operacionales de manejo que se detallan en el texto

8.3 Variaciones de largo plazo en la pesquería de anchoveta: a) captura (total y para Perú) y b) esfuerzo pesquero ejercido por la flota industrial peruana, expresado en toneladas de registro bruto (TRB) por viaje de pesca. Fuentes: capturas extractadas de FAO FishStat y Anuarios estadísticos pesqueros de Perú; esfuerzo pesquero suministrado por C. Yamashiro y M. Bouchon, en base a Csirke (1989) para el periodo 1959-1982 y de Bouchon et al. (en prensa) para el periodo 1983–2018. Se remarcan los tres súper El Niño (sensu Wang et al., 2019) de 1982-83, 1997-98 y 2014-16, así como el de 1972-73 (de fuerte intensidad, aunque menor que los otros tres)

8.4 Algunos hitos importantes del marco legal y medidas de manejo implementadas en la pesquería de anchoveta en Perú. RM: resolución Ministerial; DS: decreto supremo

8.5 Esquema de manejo intra-anual de la pesquería de anchoveta. Se resaltan las actividades relacionadas con la gestión de la pesca y las partes interesadas involucradas

9.1 Ejemplos de sistemas simples y redundantes en los procesos de evaluación, manejo y control de las herramientas de gestión implementadas

9.2 Ejemplos de rutas para la implementación del EEP: A-1: compromiso internacional para definir políticas pesqueras a nivel de gran ecosistema (LME) lleva a planes a nivel internacional que luego se implementan a nivel nacional o subnacional. Éste pudiera haber sido el caso de una eventual implementación del EEP en las pesquerías de anchoíta y anchoveta. B-2: exitosa gestión pesquera a nivel nacional conduce a un acuerdo entre países que comparten un recurso para adoptar el EEP a nivel regional. Esta ruta pudiera darse en pesquerías como las de camarón y anchoíta. C-3: revisiones de políticas pesqueras nacionales conducen a sistemas de gestión más holísticos, participativos y adaptativos en pesquerías locales consideradas como Unidades Funcionales de Manejo ecosistémico (almeja amarilla en Uruguay). D-4: en respuesta a una crisis (e.g., sobrepesca, colapso, alta captura incidental) que potencialmente conduce a la revisión de políticas y marcos de gestión a nivel nacional, aunque basadas en unidades funcionales de manejo locales (AMERB, loco en Chile)

9.3 Efecto de algunos forzantes y su direccionalidad en los sistemas pesqueros analizados de América del Sur. Las flechas hacen alusión a los efectos positivos o negativos en el sistema pesquero. En el caso de flechas de dirección opuesta se hace alusión al efecto positivo en un componente de la flota y negativo en otra (anchoveta)

Agradecimientos

Agradecemos la exhaustiva revisión de los estudios de caso por parte de los siguientes expertos internacionales de las pesquerías analizadas en este trabajo: Enrique Morsan (vieira patagónica, Argentina), Jeremy Mendoza y Carlos Fuentevilla (camarón siete barbas, Suriname), Claudio Buratti (anchoíta, Argentina), Ricardo Oliveros Ramos (anchoveta, Perú), Ignacio Gianelli y Leonardo Ortega (almeja amarilla, Uruguay), Juan Carlos Castilla y Stefan Gelcich (loco, Chile) y Mauricio Castrejón (pepino de mar, Galápagos). Pedro Barros, Tarub Bahri, Nicolás Luis Gutiérrez y John Valbo Jørgensen (FAO, Roma) aportaron valiosas sugerencias que enriquecieron el desarrollo del trabajo y el documento.

Omar Defeo agradece a la Facultad de Ciencias y a la Dirección Nacional de Recursos Acuáticos (DINARA) de Uruguay por brindar todas las facilidades para el desarrollo de este trabajo. El estudio de caso de almeja amarilla de Uruguay contó con financiamiento del programa CSIC de Grupos de Investigación (ID 32) y del Instituto Interamericano para la Investigación del Cambio Global (SGP-HW 017).

Agradecemos a Anita de Álava, Eleonora Celentano y Diego Defeo por la revisión del manuscrito, desde la portada hasta las referencias, y por el diseño gráfico de las figuras. Magda Morales y Renzo Trabucco editaron el manuscrito final en forma impecable.

Abreviaturas y acrónimos

AC Sistema de Manejo de Autorización de Capturas (Argentina)

AIM Autoridad Interinstitucional de Manejo (Ecuador)

AMERB Áreas de Manejo y Explotación de Recursos Bentónicos (Chile)

AMPs Áreas Marinas Protegidas

BRD Dispositivos de Reducción de Captura Incidental (por sus siglas en inglés Bycatch Reduction Devices)

CARICOM Comunidad del Caribe (por sus siglas en inglés Caribbean Community)

CAS Comisión de Análisis y Seguimiento (Argentina)

CBDC Programa de recolección de datos basado en la comunidad (por sus siglas en inglés Community-Based Data Collection program)

CFP Consejo Federal Pesquero (Argentina)

CGREG Consejo de Gobierno del Régimen Especial de Galápagos (Ecuador)

CITC Cuotas Individuales Transferibles de Capturas (Argentina)

CITES Convención sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas de Fauna y Flora Silvestres

CLP Consejo Local de Pesca (Uruguay)

CPUE Captura por unidad de esfuerzo

CRFM Mecanismo Regional de Pesca del Caribe (por sus siglas en inglés Caribbean Regional Fisheries Mechanism)

CTMFM Comisión Técnica Mixta del Frente Marítimo (Uruguay-Argentina)

CTP Captura Total Permisible

DINARA Dirección Nacional de Recursos Acuáticos (antes INAPE: Instituto Nacional de Pesca) de Uruguay

DPNG Dirección del Parque Nacional Galápagos (Ecuador)

EBFM Manejo Pesquero basado en el Ecosistema (por sus siglas en inglés Ecosystem-Based Fishery Management)

EEP enfoque ecosistémico de la pesca

ESBA Estudio de Situación Base (Chile)

ETP Especies en peligro, amenazadas y protegidas (por sus siglas en inglés Endangered, Threatened and Protected)

FAO Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación

FAN Floraciones Algales Nocivas

FCD Fundación Charles Darwin (Galápagos, Ecuador)

FMP Plan General de Ordenación Pesquera de Suriname (por sus siglas en inglés Fishery Management Plan)

FOB Libre a bordo, puerto de carga convenido (por sus siglas en inglés Free On Board)

GEF Fondo para el Medio Ambiente Mundial (por sus siglas en inglés Global Environmental Facility)

H&G Eviscerado, descabezado y sin cola (por sus siglas en inglés Headed and Gutted)

HCR Reglas de Control de la Captura (por sus siglas en inglés Harvest Control Rules)

IFOP Instituto de Fomento Pesquero (Chile)

IMARPE Instituto del Mar del Perú

INIDEP Instituto de Investigación y Desarrollo Pesquero (Argentina)

JMP Junta de Manejo Participativo (Galápagos, Ecuador)

LMCE Límites Máximos de Captura por Embarcación (Perú)

LMTCP Límite Máximo Total de Captura Permisible (Perú)

LOREG Ley Orgánica de Régimen Especial para la Conservación y Uso Sustentable para la Provincia de Galápagos (Ecuador)

LPA Ley de Pesca y Acuicultura (Uruguay)

LVV Ministerio de Agricultura, Ganadería y Pesca de Suriname (por sus siglas en holandés Ministerie Van Landbouw, Veeteelt en Visserij)

MCV Monitoreo, Control y Vigilancia

MRS Máximo Rendimiento Sostenible

MSC Marine Stewardship Council

PARMA Licencia de Pescador Artesanal de la Reserva Marina de Galápagos (Ecuador)

PIB producto interno bruto

PDO Oscilación Decadal del Pacífico (por sus siglas en inglés Pacific Decadal Oscillation)

PNG Parque Nacional Galápagos (Ecuador)

PMEA Plan de Manejo y Explotación del Área (Chile)

PRODUCE Ministerio de la Producción (Perú)

REBYC-II LAC Gestión sostenible de la captura incidental en la pesca de arrastre de América Latina y el Caribe (por sus siglas en inglés Sustainable Management of Bycatch in Latin America and Caribbean Trawl Fisheries)

REMA Repoblación y Manejo (Chile)

RMG Reserva Marina de Galápagos (Ecuador)

ROP Reglamento de Ordenamiento Pesquero (Perú)

SAGPyA Secretaría de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentación (Argentina)

SENPLADES Secretaría Nacional de Planificación y Desarrollo (Ecuador)

SERNAPESCA Servicio Nacional de Pesca (Chile)

SES Sistemas Social-Ecológicos (por sus siglas en inglés Social-Ecological Systems)

SICAP Sistema Integrado de Control de Actividades Pesqueras (Argentina)

SISESAT Sistema de Seguimiento Satelital de embarcaciones (Perú)

SMP Sistema de Manejo Participativo (Galápagos, Ecuador)

SPNG Servicio del Parque Nacional Galápagos (Ecuador)

SST Temperatura Superficial del Mar (por sus siglas en inglés Sea Surface Temperature)

SUBPESCA Sub-Secretaría de Pesca y Acuicultura (Chile)

TED Dispositivos Excluidores de Tortugas (por sus siglas en inglés Turtle Excluder Device)

TURF Derechos de Uso Territorial (por sus siglas en inglés Territorial Use Rights in Fisheries)

UFMEP Unidad Funcional de Manejo Ecosistémico Pesquero (Uruguay)

UICN Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza

PNUD Programa de las Naciones Unidas para el Desarrollo

UM Unidad de Manejo (Argentina)

VMS Sistema de Monitoreo de Barcos (por sus siglas en inglés Vessel Monitoring System)

WWF Fondo Mundial para la Naturaleza (por sus siglas en inglés World Wildlife Fund)

ZCPAU Zona Común de Pesca Argentino-Uruguaya

ZEE Zona Económica Exclusiva

Resumen ejecutivo

La FAO ha promovido el enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) como una aproximación holística deseable para mejorar la situación crítica de la pesca a nivel mundial. El propósito de un EEP es planificar, desarrollar y gestionar la pesca de manera de abordar la multiplicidad de necesidades y deseos de la sociedad, sin poner en peligro las opciones de futuras generaciones de beneficiarse de una gama completa de bienes y servicios proporcionados por los ecosistemas marinos. A pesar de la amplia aceptación del EEP, que según la FAO (2018) fue adoptado por el 84 por ciento de los países en América Latina y el Caribe, se desconoce el grado en que la adopción del marco condujo a cambios reales en los sistemas de gestión. En el caso especial de América del Sur, el estado preocupante de sus recursos pesqueros sugiere que la implementación efectiva del EEP ha sido mucho menor a lo esperado, y restan aún sobrellevar muchos desafíos para que, en la práctica, esto se haga realidad. Ello amerita un análisis de casos particulares y de las principales causas que han limitado o, en el mejor de los casos, impulsado el EEP como un marco holístico para el manejo de recursos pesqueros, considerados en este documento como sistemas social-ecológicos (SES) complejos.

Esta publicación analiza ejemplos de siete pesquerías en América del Sur que intentaron desarrollar sistemas de manejo de acuerdo con principios básicos de un EEP. Las pesquerías seleccionadas están basadas en los siguientes recursos: vieira, Zygochlamys patagonica, y anchoíta, Engraulis anchoita, en Argentina; camarón siete barbas, Xiphopenaeus kroyeri, en Suriname; almeja amarilla, Mesodesma mactroides, en Uruguay; loco, Concholepas concholepas, en Chile; pepino de mar, Isostichopus fuscus, en Ecuador; y anchoveta, Engraulis ringens, en Perú. En cada caso se analizan las tendencias de largo plazo en indicadores pesqueros (biológicos y socioeconómicos, cuando disponibles), y se identifican los principales factores desencadenantes o coyunturas críticas que llevaron a que las políticas de ordenación se orientaran a la implementación del EEP, incluyendo el proceso de transición hacia dicho enfoque y, eventualmente, su institucionalización. A través de un análisis comparativo de las pesquerías seleccionadas, se identifican factores y condiciones claves para la implementación del EEP, incluyendo tanto aquellos que la potencian como los que la inhiben. Se extraen lecciones aprendidas para la implementación de un EEP, y se identifican condiciones contextuales preexistentes (ex ante) propicias para el logro de pesquerías exitosas. Por último, se analiza el rol de factores forzantes externos, en especial clima y mercados, en el desempeño de dichas pesquerías. El marco analítico difiere de aquel estructurado en base a fases discretas empleadas para caracterizar la implementación de un EEP. Por lo tanto, el análisis de las pesquerías seleccionadas siguió lineamientos subyacentes a una Teoría de Cambio, que no necesariamente ocurren bajo una estructura rígida, sino que están estructurados en un proceso de transformación hacia la sostenibilidad de SES descrito en cuatro fases: (1) factores desencadenantes que crean estímulos para el cambio (interrupción del status quo); (2) preparación para el cambio y planificación; (3) transición (aprendizaje y adopción de nuevas reglas); e (4) institucionalización de la nueva trayectoria mediante estructuras y procesos que llevan a la estabilización y escalamiento del cambio (en este caso a otras pesquerías).

Aunque el objetivo del documento no fue evaluar el desempeño de las pesquerías en la implementación del EEP, fue posible identificar logros importantes en los cuatro pilares que sustentan la sostenibilidad pesquera, es decir, el bienestar ecológico, social, económico (humano) y los factores institucionales que potencian la capacidad de alcanzar dichos objetivos. Con relación al bienestar ecológico, se destacan los esfuerzos y logros realizados para mantener las especies objetivo dentro de niveles de explotación sostenibles, los intentos de minimizar las capturas incidentales en pesquerías no selectivas y las medidas tomadas para minimizar los impactos en el hábitat. En ninguno de los casos se hace una consideración explícita de los impactos funcionales (e.g., tróficos) de la pesca en las decisiones de manejo. En general, existe una disponibilidad limitada de datos socioeconómicos para evaluar los logros en relación al bienestar humano; una debilidad común que necesita ser mejorada. No obstante, se observan en algunos casos mayores retornos económicos por unidad de esfuerzo, el acceso a mercados con precios más altos, el fortalecimiento de la cooperación entre los pescadores y entre éstos y el gobierno, así como una reducción de conflictos entre diferentes flotas o subsectores. En términos de logros institucionales se destacan: (1) el establecimiento de sistemas efectivos de participación de las partes interesadas en diferentes etapas del proceso de gestión y bajo diversas formas; y (2) el desarrollo de sistemas de evaluación, manejo y control con un conjunto de acciones y herramientas redundantes que confieren una mayor robustez al manejo frente a las fuentes de incertidumbre.

De acuerdo con la noción de que el EEP representa una evolución del manejo pesquero tradicional, su implementación puede comenzar en cualquiera de los componentes del proceso de manejo y a diferentes escalas, dependiendo del factor que desencadena el cambio en el SES pesquero, ya sea ecológico, social, económico o institucional. En cuatro de los casos analizados (loco, anchoveta, pepino de mar y almeja amarilla), el punto de partida que desencadenó el cambio en el enfoque de gobernanza fue una crisis pesquera donde se vieron involucrados factores ecológicos, sociales, económicos e institucionales de diversa índole, mientras que en otros casos (anchoíta, camarón, vieira) el incentivo o factor disparador de cambios en el SES pesquero fue, en mayor grado, de naturaleza económica. Los factores propulsores de cambio de las pesquerías analizadas siempre surgieron a nivel nacional o subnacional.

El análisis comparativo de los casos de estudio permitió identificar algunas condiciones de contexto preexistentes que promovieron pesquerías exitosas: (1) la presencia de límites del sistema bien definidos, con una clara correspondencia entre las escalas ecológica (recurso), de operación (pesca) y gestión (unidad de manejo); (2) la organización y la cohesión interna de las comunidades pesqueras, así como el liderazgo y las tradiciones pesqueras; la presencia de un número relativamente bajo de usuarios en cada unidad funcional de manejo fue una condición propicia que potenció la cohesión social; (3) la existencia de elementos legales esenciales para implementar el EEP en todas sus fases; y (4) la presencia de condiciones institucionales propicias, tales como reglas de acceso bien establecidas y acuerdos a largo plazo entre los actores del SES pesquero y los gobiernos centrales, en el marco de modos de gestión participativos (co-gobernanza). Esto no solo potenció a las pesquerías de pequeña escala como loco y almeja amarilla, sino también aquellas industriales como las de vieira y camarón.

Los casos de estudio muestran un efecto importante de forzantes externos en los SES pesqueros a diferentes escalas de espacio y tiempo, tales como el clima, los mercados y la inestabilidad en los sistemas de gobernanza. Los mercados internacionales tuvieron un papel importante en el desarrollo y la gestión de varias de las pesquerías analizadas, tanto positivos como negativos. El clima, operando como fuente de variabilidad o cambio, jugó un papel crítico en las tendencias de largo plazo de la mayoría de los recursos pesqueros aquí analizados. La variabilidad climática ha constituido el forzante externo principal que, operando a diferentes escalas temporales, ha condicionado las variaciones en abundancia de la anchoveta. El cambio climático ha diezmado las poblaciones de almeja amarilla en el Océano Atlántico Sudoccidental. La inestabilidad política y la fragilidad institucional, aunado a la ausencia de políticas de Estado, han generado problemas de inequidad en el corto (privilegios no sustentados) y largo (intergeneracional) plazos, aumentando la incertidumbre en el sistema. La acuicultura es también identificada como un forzante externo que afecta directamente los sistemas pesqueros analizados, sea a través de la producción de productos complementarios o sustitutivos y la competencia por espacios y mercados, o bien indirectamente, a través de la demanda de productos en la cadena de suministros de la acuicultura (e.g. harina de pescado). La mayoría de las pesquerías analizadas están afectadas, en menor o mayor grado, por un fenómeno de múltiple exposición, donde dos o más factores externos impactan el sistema pesquero. La capacidad de adaptación y mitigación que incluyan los planes de manejo a estos factores externos es fundamental para aumentar la resiliencia y sustentar en el largo plazo los bienes y servicios que estos SES pesqueros proveen. El documento describe algunos ejemplos de estrategias/medidas de adaptación desarrolladas para mitigar estos impactos en diferentes etapas del ciclo de manejo.

Las generalizaciones y lecciones aprendidas derivadas del análisis de las pesquerías seleccionadas no constituyen recetas mágicas para la implementación de un EEP, dado que éste es plástico y debe adecuarse a las idiosincrasias de cada pesquería en particular. Los SES pesqueros son dinámicos y, en particular en América del Sur, muy vulnerables a cambios en los ciclos institucionales. La ausencia de políticas de Estado coherentes y los cambios institucionales pueden dar lugar a políticas erráticas que horadan la cohesión social y generan incertidumbre, pudiendo provocar cambios sustanciales en el corto plazo en el desempeño pesquero. Ello puede verse agravado con el efecto adicional de otros forzantes externos, tanto distales como proximales, identificados en este documento. Esto amerita un seguimiento propio de este tipo de sistemas a efectos de evaluar su desempeño con criterios adaptativos y realistas.

1. Introducción

1.1 EL ENFOQUE ECOSISTÉMICO DE LA PESCA

La producción pesquera total a nivel mundial ha sido en promedio unos 90 millones t para el periodo 2010-2018, mostrando una estabilidad en las capturas que denota un techo en su producción ya desde hace más de dos décadas (FAO, 2018, 2019a, 2020). Esta estabilidad es tan solo aparente, ya que los stocks pesqueros que se encuentran dentro de niveles biológicamente sostenibles han exhibido una tendencia decreciente de 90 por ciento en 1974 a menos del 70 por ciento en 2017 (FAO, 2020). Por el contrario, el porcentaje de stocks explotados a niveles biológicamente insostenibles aumentó del 10 por ciento en 1974 al 34 por ciento en 2017, año en el cual los stocks explotados a niveles máximos sostenibles (escenario ideal) representaron solo el 60 por ciento del total (FAO, 2020). De lo anterior surge claramente que los recursos pesqueros se mantienen en un estado preocupante, y que el esfuerzo pesquero creciente, fundamentalmente en países en vías de desarrollo (Ye y Gutiérrez, 2017), ha deteriorado la productividad de los stocks. Aunado a ello, los ecosistemas acuáticos continúan degradándose como consecuencia de las actividades humanas, afectando su capacidad de proveer bienes y servicios claves para el hombre, incluyendo alimento (Halpern et al., 2008, 2019; Defeo et al., 2009; Barbier et al., 2011, Elliott et al., 2020). Esto ha agravado la situación de los recursos pesqueros, y explica en parte su disminución en varias regiones del mundo (Worm et al., 2006; Pitcher y Cheung, 2013; Watson et al., 2013; Halpern et al., 2019; Duarte et al., 2020).

Una importante explicación de esta tendencia de disminución de los recursos pesqueros a nivel mundial radica en la naturaleza intrínseca de los sistemas pesqueros como sistemas sociales-ecológicos (SES) complejos, conformados por un subsistema biofísico y otro humano interdependientes y en constante interacción (Berkes y Folke, 1998). En un SES pesquero, el ecosistema, el recurso, los usuarios (pescadores) y el modo de gobernanza (organizaciones y reglas, leyes y decretos que rigen la pesca) interactúan entre sí, afectando al sistema como un todo (Figura 1.1; Ostrom, 2009). Cada subsistema posee una complejidad inherente debido a las múltiples fuentes de incertidumbre que lo afectan, lo cual a su vez impone limitaciones en la capacidad de funcionamiento del SES como un todo. En este contexto, el desarrollo de esquemas de manejo sectorizados y enfocados en actividades y servicios particulares no ha sido del todo exitoso, generándose conflictos entre distintas actividades extractivas que agravan la situación (Defeo y Castilla, 2005). La asignación de derechos de propiedad, en conjunto con esquemas de gestión más comprehensivos que incluyen múltiples medidas operacionales y modos de gobernanza participativos, ha atenuado parcialmente estos problemas, y muchos recursos pesqueros del mundo siguen sobreexplotados o colapsados (Watson et al., 2013; FAO, 2020). Como SES complejos, los efectos derivados de la sobreexplotación son de variada naturaleza, afectando a modo de dominó a todos los componentes del SES, disminuyendo la disponibilidad del recurso, su rentabilidad económica y las divisas generadas por toda la cadena de valor, aumentando el desempleo e incentivando actividades ilegales de pesca que agravan la situación (Cinner et al., 2020). Es necesario desarrollar un enfoque de manejo holístico que permita generar pesquerías sostenibles considerando los cuatro pilares de la sostenibilidad de los SES pesqueros (Stephenson et al., 2017, 2018): ecológicos, económicos, sociales (incluyendo culturales) e institucionales (gobernanza).

La Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO) ha promovido el enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) como una aproximación holística para mejorar la situación de la pesca a nivel mundial (FAO, 2003; Garcia y Cochrane, 2005; Bianchi y Skjoldal, 2008). La consulta de expertos de la FAO en Reykjavik (FAO, 2003) acordó que el propósito de un EEP es planificar, desarrollar y gestionar la pesca de manera de abordar la multiplicidad de necesidades y deseos de la sociedad, sin poner en peligro las opciones de futuras generaciones de beneficiarse de una gama completa de bienes y servicios proporcionados por los ecosistemas marinos. El objetivo general del EEP es abordar las múltiples necesidades de las sociedades, pero al mismo tiempo garantizar la salud del ecosistema como el bienestar humano a largo plazo. Por lo tanto, el EEP busca equilibrar diversos objetivos, pero considerando explícitamente el conocimiento y las incertidumbres sobre los componentes bióticos, abióticos y humanos de los ecosistemas y sus interacciones (Figura 1.1), aplicando un enfoque pesquero integrado dentro de límites ecológicamente significativos, razonables y coherentes (FAO, 2003; Bianchi, 2008). Por tanto, el EEP está destinado a reforzar las dimensiones ecológicas y humanas en la gestión de la pesca (FAO, 2003, Garcia y Cochrane, 2005; De Young, Charles y Hjort, 2008). El EEP no contradice ni sustituye la ordenación pesquera convencional, sino que busca mejorar su aplicación y reforzar su pertinencia ecológica a fin de contribuir al desarrollo sostenible (FAO, 2010).

Los países miembros de la FAO adoptaron principios, códigos de conducta y directrices prácticas para mejorar la sostenibilidad de la pesca, para las cuales el EEP se consideró como un marco apropiado. A pesar de la amplia aceptación del EEP en su concepción holística, su implementación ha sido mucho menor a lo esperado y restan aún sobrellevar muchos desafíos para que en la práctica esto se haga realidad (Fletcher y Bianchi, 2014; Eriksson et al., 2016; Gianelli et al., 2018). Además, cuando se implementa, el proceso de operacionalización ha sido muy variable, y la forma en que se percibe e interpreta depende de cada país y sector pesquero (Marshak et al., 2017; Link et al., 2020). De hecho, muy frecuentemente el EEP se ha centrado principalmente en la pesca industrial en los países desarrollados, donde se dispone de infraestructura y solvencia presupuestaria para llevar a cabo las costosas investigaciones que llevan a obtener información de largo plazo precisa y confiable (Castilla y Defeo, 2005; Costello et al., 2012; Fletcher y Bianchi, 2014). En el caso específico de la pesca artesanal o de pequeña escala,[1] la FAO ha desarrollado recientemente las Directrices Voluntarias para asegurar la Pesca Sostenible a Pequeña Escala (FAO, 2015), las cuales ponen especial énfasis en el EEP como principio rector en la búsqueda de la pesca sostenible de este subsector crítico desde un punto de vista socioeconómico (Jentoft, 2014; Jentoft et al., 2017). No obstante, la inadecuada percepción del EEP como un proceso estrictamente basado en la ciencia ha limitado su implementación en estas pesquerías, generalmente caracterizadas como carentes o pobres en información (‘data-poor fisheries’) (Fletcher y Bianchi, 2014; Gianelli et al., 2018; Jentoft et al., 2017).

Un aspecto clave para incrementar la capacidad de implementación del EEP requiere mejorar las condiciones institucionales que rigen la gestión de la pesca (componente social humano del SES pesquero), mediante la integración de vínculos a escalas local, subnacional y nacional, incluyendo: (1) la coordinación, cooperación y comunicación dentro y entre instituciones y partes interesadas; (2) la generación de mecanismos efectivos para involucrar a los pescadores en la toma de decisiones desde la gestación del EEP; y (3) la promoción de un modo de gobernanza participativo (FAO, 2003; Purcell, 2010; Defeo, 2015; Eriksson et al., 2016; Gianelli et al., 2018). En este marco, el co-manejo o co-gestión, mediante el cual se comparte la responsabilidad y autoridad en la gestión pesquera entre el gobierno y las partes interesadas mediante un acuerdo institucional, surge como un modo de gobernanza adecuado para lograr los principios y objetivos del EEP (Defeo, 2015; Gianelli, Martínez y Defeo, 2015). La consistencia y compatibilidad de ambos enfoques (es decir, EEP y co-manejo como parte integral de aquél) permite fortalecer el EEP a través de una participación formal de los actores relevantes desde el comienzo del proceso, aspecto medular en pesquerías de pequeña escala (Jentoft, 2014; Jentoft et al., 2017), aunque también relevante en la pesca industrial (Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011).

Diferentes tipos de agentes forzantes externos al SES pesquero generan incertidumbre acerca de su comportamiento y por tanto del desempeño del EEP (Figura 1.1). A efectos de este documento se consideran forzantes externos a todos aquellos factores inducidos naturalmente o por el hombre que afectan un SES pesquero (Hall, 2011; Hicks et al., 2016). Entre éstos, los forzantes proximales son aquellos que actúan directamente en un SES, tales como la pesca, la contaminación y la temperatura del mar. La mayoría de las investigaciones consideran solo estos factores en la cadena de causalidad en un SES pesquero: por ejemplo, el estado de los recursos pesqueros es atribuido generalmente al efecto directo de la intensidad de pesca. Sin embargo, el impacto de estos factores proximales (e.g., pesca, temperatura) puede verse potenciado por factores o forzantes distales, tales como cambios en las emisiones de CO_2, en la oferta/demanda de los mercados, en la estructura y políticas de gobierno (e.g., subsidios) y en el desarrollo de nuevas tecnologías (Hall, 2011; Cheung, Watson y Pauly, 2013; Lam et al., 2016; Hicks et al., 2016; Österblom et al., 2017).[2]

Los forzantes, tanto proximales como distales, son de naturaleza ecológica, económica, social e institucional (es decir, provenientes de los cuatro pilares de la sostenibilidad pesquera), y pueden alterar sensiblemente un SES pesquero y llevar a un fracaso en la implementación y desempeño de un EEP, aún en presencia de una política de Estado con la definición explícita de objetivos normativos de alto nivel (Defeo, 2015). Por ejemplo, se ha documentado un efecto importante del cambio climático y la globalización de los mercados en los componentes biofísicos y sociales de los SES pesqueros, operando a diferentes escalas de espacio y tiempo (Sumaila et al., 2011; Lam et al., 2016; Free et al., 2019). De esta manera, variaciones en la temperatura del agua de mar afectan directamente (forzante proximal) al subsistema biofísico (recurso y hábitat), mientras que la retracción en la demanda por parte de un mercado situado a miles de km (forzante distal) puede afectar sensiblemente el subsistema social del SES. Estos forzantes externos actúan de manera indistinta en pesquerías industriales como de pequeña escala; en estas últimas han sido particularmente resaltados en las Directrices Voluntarias antes mencionadas como agentes de cambio relevantes (FAO, 2015). Esto es de importancia en vista del creciente impacto de la pesca y múltiples factores externos actuando simultáneamente, lo cual ha dificultado la adopción de acciones efectivas para lidiar con dichos impactos. Por tanto, un EEP debe considerar las interacciones entre los factores que afectan los subsistemas biofísicos y sociales.

Se han desarrollado varios conceptos similares para abordar la problemática pesquera, incluyendo el de Manejo Pesquero basado en el Ecosistema (Ecosystem-Based Fishery Management, EBFM por sus siglas en inglés). El EBFM es un enfoque que tiene en cuenta los componentes y servicios del ecosistema, tanto estructurales como funcionales, en la gestión de la pesca (Pikitch et al., 2004). Valora el hábitat, adopta una perspectiva multiespecífica y se aboca fundamentalmente a comprender los procesos ecosistémicos y sus implicancias en la pesca. Su objetivo es mantener poblaciones, comunidades y ecosistemas acuáticos con altos niveles de productividad y diversidad, de manera de proporcionar bienes y servicios para la sociedad (Pikitch et al., 2004; Link et al., 2020; Trochta et al., 2018). Esta aproximación no tuvo consenso en la Conferencia de Reykjavik de la FAO de 2001, en parte porque ello implicaría que el “ecosistema” se convertiría en la nueva “base” de la gestión de la pesca (Garcia et al., 2003). Esto también fue interpretado en algunos casos como otorgando preeminencia a las consideraciones ambientales sobre las socioeconómicas y culturales, lo que genera preocupación por la equidad y los costos políticos y socioeconómicos. Asimismo, la viabilidad de una propuesta onerosa y con un requerimiento alto de información sobre los recursos y el ecosistema la hace poco viable en los países en desarrollo (Castilla y Defeo, 2005). A pesar de las distinciones entre el EBFM y el EEP descritas anteriormente, los conceptos subyacentes tienden a superponerse. La discusión anterior ilustra el hecho de que ambos conceptos se refieren a procesos muy convergentes, con el objetivo de contender con objetivos de diversa naturaleza. Todos los enfoques basados en el ecosistema para la gestión de actividades económicas, ahora englobados bajo el paraguas de soluciones basadas en el ecosistema, se basan en preceptos similares: la necesidad de una ciencia sólida, la adaptación a las condiciones cambiantes, las alianzas con diversas partes interesadas y organizaciones, y un compromiso a largo plazo con la salud de los ecosistemas y el bienestar social bajo el concepto de equidad intergeneracional (Kimball, 2001; Garcia et al., 2003). Las diversas terminologías reflejan la importancia relativa, explícita o no, dada a los objetivos de la pesca (EEP) y a la conservación del ecosistema (EBFM). Por tales razones, este documento hace especial alusión al EEP, sin desconocer la importancia de los procesos ecosistémicos y las aproximaciones multiespecíficas en ciertos contextos.

Han pasado más de 15 años desde la elaboración inicial de las directrices del EEP (Garcia et al., 2003). La FAO promovió y apoyó decenas de iniciativas nacionales y regionales para la gestión de la pesca de acuerdo con el marco del EEP. La adopción del EEP o de aproximaciones semejantes como marco general para la gestión pesquera entre los países miembros de la FAO aumentó de 69 por ciento en 2011 a 79 por ciento en 2015 (FAO, 2018). En América Latina y Caribe, el porcentaje declarado de adopción fue de 84 por ciento (FAO, 2018). No obstante, se desconoce el grado en que dicha adopción condujo a cambios reales en los sistemas de gestión. Muy a menudo, el tiempo entre la elaboración de planes de gestión basados en el EEP y su adopción e implementación formal tiende a ser prolongado. Ello amerita un análisis de casos particulares y de las principales causas que han limitado o, en el mejor de los casos, impulsado el EEP como un marco holístico para el manejo de recursos pesqueros.

1.2 LAS PESQUERÍAS DE AMÉRICA DEL SUR

Los grandes ecosistemas marinos de América del Sur constituyen áreas biológicamente muy productivas del océano mundial (Acha et al., 2004; Chavez et al., 2008). Sus pesquerías proveen alimento y empleo a millones de personas. En el Océano Pacífico de América del Sur (Írea 87 de la FAO) se desembarcaron más de 10 millones t de peces, moluscos y crustáceos marinos en 2018, con un promedio de unos 9 millones t anuales en el período 2008-2018 (FAO, 2020). La producción pesquera en la región presenta una tendencia general decreciente con oscilaciones desde 1994 (Figura 1.2), hecho remarcado en el reciente análisis de la FAO (2020), donde se señala que dicha zona ocupó el segundo lugar a nivel mundial en el porcentaje de recursos manejados de forma biológicamente no sostenible (55 por ciento). En el Océano Atlántico Sudoccidental (Írea 41 de la FAO), se desembarcaron en promedio casi 2 millones t anuales durante 1998-2018, valor similar al desembarcado en el 2018, último año de análisis (FAO, 2020). Si bien en este caso la tendencia en las capturas es más o menos estable, oscilando desde alcanzar el máximo en 1997 (Figura 1.2), el Océano Atlántico Sudoccidental ocupó el tercer lugar en el porcentaje de recursos manejado de forma biológicamente no sostenible (53 por ciento) entre las 16 áreas estadísticas principales identificadas por la FAO (FAO, 2020).

1.3 RACIONAL DEL ESTUDIO Y OBJETIVOS

Las tendencias observadas a largo plazo en ambas costas oceánicas de América del Sur sugieren un escenario muy preocupante. El ordenamiento y manejo de las pesquerías de América del Sur ha resultado un desafío, en parte debido a los siguientes factores (Castilla y Defeo, 2001; Salas et al., 2007; Defeo, 2015; Defeo et al., 2016): (1) la frágil e inestable estructura institucional de los países de la región, que han impedido la generación e implementación de políticas de Estado en pesca; (2) los débiles esquemas de gobernanza en el sector pesquero, catalizados por la inestable y errática institucionalidad antes mencionada; (3) la carencia de planes de manejo con una visión de largo plazo, lo cual ha permitido un aumento desmedido del esfuerzo pesquero, sin un sustento científico; (4) la débil o inexistente capacidad de monitoreo, control y vigilancia para garantizar el cumplimiento de las regulaciones, que ha fomentado la pesca ilegal en países con desigualdad social y desempleo; (5) la falta de inversión en ciencia y tecnología, que ha llevado a una débil capacidad de diagnóstico del estado de los stocks: la carencia de información pesquera impide determinar indicadores biosocioeconómicos y reglas del control de la captura, de manera de sustentar los pilares ecológicos, económicos, sociales e institucionales de la sostenibilidad; y (6) los efectos de forzantes externos, en especial los mercados y la variabilidad climática y/o el cambio climático (Ortega et al., 2012, 2016; Nahuelhual et al., 2017, 2018; Bertrand, Vogler y Defeo, 2018; Franco et al., 2020).

El último factor ha tenido creciente importancia. Por ejemplo, el Océano Atlántico Sudoccidental presenta uno de los focos climáticos de calentamiento marino (global warming hotspots) más grandes del mundo (Hobday y Pecl, 2014) y los modelos proyectan que la temperatura superficial del agua de mar aumentará unos 3ºC para 2099 (Popova et al., 2016; Franco et al., 2020). Las pesquerías del Pacífico Sudoriental en América del Sur sufren los efectos drásticos de la variabilidad climática. El sistema de la Corriente de Humboldt se ve afectado en gran medida por los eventos de El Niño y La Niña (Chavez et al., 2008), generando cambios marcados en la abundancia y disponibilidad de recursos pelágicos como la anchoveta en Perú y Chile, que constituye la pesquería más importante del mundo en términos de volúmenes de captura (Capítulo 8). Se espera que los eventos extremos de El Niño y La Niña sean más frecuentes en un clima más cálido (Cai et al., 2014, 2015), por lo cual la acción conjunta de la variabilidad climática y el cambio climático augura pronósticos negativos también para esta zona. Esta visión implica que los “problemas y soluciones” no solamente dependen del dominio estricto de las pesquerías, sino de un entorno mucho más amplio donde forzantes externos tales como el cambio climático, la inestabilidad institucional, el desempleo, el crecimiento demográfico, la globalización de los mercados y la pobre implementación de políticas nacionales y regionales, están afectando cada vez más a los SES pesqueros (Andrew et al., 2007; Hall, 2011; Eriksson et al., 2016). Por lo tanto, estos SES no entregarán todo su potencial bio-socioeconómico hasta que estas fuentes de vulnerabilidad se aborden en marcos de manejo integrados y holísticos como el EEP, que reconozcan sus complejidades biofísicas y socioeconómicas (Andrew et al., 2007; Gianelli et al., 2018).

Muchas pesquerías de América del Sur han seguido los pasos fundamentales de conceptualización, desarrollo e implementación del EEP, incluso sin hacer referencia explícita a dicho concepto, ni en los planes de ordenación ni en el marco normativo (Defeo, 2015; Villasante y Österblom, 2015). Estos pasos han incluido la existencia de objetivos de políticas a largo plazo y una combinación de herramientas de manejo operacionales generales (cuotas de captura, tallas mínimas, ventanas espacio-temporales de manejo), sistemas de tenencia (Gelcich et al., 2010, 2012; Orensanz et al., 2013), áreas marinas protegidas (Guarderas, Hacker y Lubchenco, 2008) y modos participativos de gobernanza (e.g., co-manejo: Castilla y Defeo, 2001; Defeo et al., 2016). Aunque la institucionalización del EEP en la política pesquera de los países de América del Sur no resulte una condición necesaria y suficiente para su implementación efectiva, el desarrollo de políticas de Estado (objetivos de largo plazo) ha facilitado dicha implementación en casos puntuales (Defeo, 2015). Asimismo, la adopción de esquemas participativos de gobernanza ha catalizado la implementación de esquemas similares al EEP (Defeo, 2015).

Esta publicación analiza ejemplos de pesquerías en América del Sur que intentaron desarrollar sistemas de manejo y gobernanza con principios básicos del EEP para el uso sostenible de sus recursos. El análisis fue guiado por una estructura analítica común descrita en la Cuadro 1.1. En cada caso se analizan las tendencias de largo plazo en indicadores pesqueros (biológicos y socioeconómicos, cuando disponibles), y se identifican los principales factores desencadenantes o coyunturas críticas que llevaron a que las políticas de ordenación se orientaran a la implementación del EEP, incluyendo el proceso de transición hacia dicho enfoque y, eventualmente, su institucionalización. A través de un análisis comparativo de las pesquerías seleccionadas, se identifican factores y condiciones claves para la implementación del EEP, incluyendo tanto aquellos que la potencian (y que por tanto deben fomentarse y promoverse) como los que la inhiben (y que deben ser evitados). Se extraen lecciones aprendidas para la implementación de un EEP, y se identifican condiciones contextuales preexistentes (ex ante) propicias para el logro de pesquerías exitosas. Por último, se analiza el rol de factores forzantes externos, en especial clima y mercados, en el desempeño de dichas pesquerías.

El marco analítico difiere de aquel estructurado en base a fases discretas empleadas para caracterizar la implementación de un EEP (FAO, 2006; Bianchi, 2008; Defeo, 2015), dado que ninguno de los casos analizados aquí siguió un enfoque tan rígido. Por el contrario, los cambios observados en los SES pesqueros respondieron dinámicamente a aspectos socioeconómicos y a los problemas que estaban afectando la sostenibilidad pesquera, dentro de un contexto institucional cambiante y muchas veces inestable. Por lo tanto, el análisis de las pesquerías seleccionadas siguió lineamientos subyacentes a una Teoría de Cambio, que no necesariamente ocurren bajo una estructura rígida, sino que están estructurados de forma similar al marco de transformación hacia la sostenibilidad de SES propuesto por Moore et al. (2014). Éstos describen cuatro fases y procesos asociados a la transformación de SES: (1) factores desencadenantes que crean estímulos para el cambio (interrupción del status quo); (2) preparación para el cambio y planificación; (3) transición (aprendizaje y adopción de nuevas reglas); e (4) institucionalización de la nueva trayectoria mediante estructuras y procesos que llevan a la estabilización y escalamiento del cambio (en este caso a otras pesquerías).

1.4 CRITERIOS USADOS PARA LA SELECCIÓN DE CASOS DE ESTUDIO

Las pesquerías fueron seleccionadas por sus reconocidos intentos (no siempre exitosos) de mejorar uno o más de los siguientes principios relacionados con un EEP:

1) Participación. En consonancia con un EEP, resulta clave una mayor participación e involucramiento de los actores del SES en diferentes etapas del proceso de gestión.

2) Aproximación holística. Reconociendo a las pesquerías como SES, éstas deben ser manejadas para lograr el bienestar humano y ecológico considerando los componentes sociales y ecológicos del sistema, sus interrelaciones, y los forzantes o agentes externos del cambio.

3) Conocimiento científico y tradicional como elemento clave para la toma de decisiones informadas. La adquisición del mejor conocimiento científico y local disponible sobre diferentes componentes del SES, incluyendo el recurso, el ecosistema y el proceso pesquero (pre y post-captura) es esencial para informar las decisiones de gestión pesquera.

4) Principio precautorio. Se debe manejar las poblaciones pesqueras y los ecosistemas que las contienen mediante la adopción de medidas precautorias basadas en la mejor evidencia disponible. En línea con el manejo adaptativo, las medidas de precaución se adaptan con el tiempo con un mejor conocimiento sobre el SES.

La selección de las pesquerías analizadas en este documento (Figura 1.3) tomó en especial consideración: (1) la aplicación de los principios antes mencionados en dichas pesquerías (según criterio de los autores); (2) la revisión de la literatura; y (3) la opinión de expertos. En tal sentido, no se considera de importancia si dichos SES pesqueros se autodenominaron sistemas de gestión bajo un EEP. Lo importante es que hubo un intento de pasar de una situación de no gestión o gestión convencional a una gestión que cumpliese con los principios de EEP, sin que esto implique que dichas pesquerías puedan considerarse ejemplos estrictos de pesquerías gestionadas bajo un EEP.

De acuerdo con los criterios mencionados, se seleccionaron pesquerías marinas de América del Sur de las costas del Atlántico y Pacífico que cubrieran un amplio espectro en tipo de recursos, sus hábitats e historias de vida, así como tecnologías, escalas y ubicación geográfica (Cuadro 1.2; Figura 1.3). Asimismo, se consideraron pesquerías con disponibilidad de información de largo plazo, de manera de poder analizar los procesos históricos subyacentes a los cambios realizados en los esquemas de manejo y gobernanza. Para estos casos se analizó asimismo la incidencia actual o potencial de diferentes factores forzantes externos en el desempeño de la pesquería.

Como se verá en los casos de estudio, algunos SES pesqueros cambiaron sus esquemas de gestión como resultado de diferentes factores que los desencadenaron, ya sea a nivel institucional (nacional) o local (pesquería específica), evolucionando hacia un EEP. Lo importante es entender cómo se abordaron las preguntas detalladas en la Cuadro 1.1. ¿Existen elementos comunes para la implementación de sistemas de gestión holísticos como el EEP? ¿Cuán importantes fueron dichos elementos para fomentar o impedir el éxito del EEP? Ésta constituye la principal motivación de este libro.

1 A fines prácticos, ambos conceptos se usan indistintamente en este documento.

2 El término ‘forzante’ empleado en este documento es análogo al término ‘presión’, que se define como un mecanismo de cambio en los sistemas naturales y humanos (Elliott, 2011; Elliott et al., 2020).

2. La vieira patagónica Zygochlamys patagonica de Argentina

2.1 EL RECURSO Y SU PESQUERÍA

La vieira patagónica Zygochlamys patagonica es una especie bentónica ampliamente distribuida en fondos fangosos y arenosos de la Provincia Biogeográfica de Magallanes (Lasta, 2000). En el Océano Pacífico se encuentra en los canales chilenos, desde Puerto Montt (41º25’S) hasta el Estrecho de Magallanes (53º00’S), en aguas poco profundas que varían de 5 a 40 m (von Brand et al., 2016). En el Océano Atlántico Sudoccidental (Írea FAO 41) se encuentra principalmente entre las latitudes 35º00’S y 55º00’S y entre 40 y 200 m de profundidad (Figura 2.1), con los bancos más extensos entre 70 y 120 m (Gutiérrez y Defeo, 2003), aunque se ha registrado su presencia hasta 960 m (Waloszek, 1991). La vieira domina el ecosistema bentónico de la Plataforma Continental Argentina (Bremec et al., 2000). Las variaciones batimétricas en su abundancia, con valores máximos a 100 m, podrían atribuirse a regímenes hidrográficos (Gutiérrez y Defeo, 2003; Ciocco et al., 2006). Su rango de tolerancia térmica oscila entre 3ºC y 9ºC, aunque se ha documentado su ocurrencia a temperaturas mayores (Morsán, comunicación personal).

La vieira patagónica consiste en una metapoblación estructurada en bancos discretos, variables y discontinuos, interconectados por deriva larval (Ciocco et al., 2006). La distribución discontinua, así como las marcadas diferencias en los rasgos de la historia de vida entre bancos, han sido relacionadas con las características hidrográficas del Océano Atlántico Sudoccidental. En este contexto, las agregaciones a gran escala de vieiras coinciden con la ubicación de los tres sistemas frontales del Gran Ecosistema Marino de la Plataforma Patagónica (Bogazzi et al., 2005; Mauna et al., 2008, 2011) con alta producción primaria (Acha et al., 2004). En aguas uruguayas, las variaciones espaciales de la vieira están estrechamente relacionadas con el frente de la plataforma alrededor de la isobata de 100 m, donde presenta mayor abundancia (Gutiérrez et al., 2008). El límite norte de la especie puede deberse a una disminución brusca en la calidad del hábitat, dada por temperaturas superiores al límite de tolerancia de la especie, asociadas con una mayor influencia de aguas subtropicales. Mientras que la tolerancia fisiológica a la temperatura sería un mecanismo importante en su rango de distribución, la disponibilidad de alimento (reflejada por las concentraciones más altas de clorofila a) es un factor clave en las variaciones espaciales de su abundancia (Gutiérrez et al., 2008; Lomovasky et al., 2011; Mauna et al., 2008, 2011). El tamaño individual (máximo 91 mm) y la longevidad (hasta 20 años) aumentan con la latitud (Lomovasky et al., 2007, 2008) y la mortalidad natural sigue la tendencia inversa, siendo más de tres veces mayor a 36º00’S (1,77/año) que a 36º40’S (0,46/año: Gutiérrez y Defeo, 2005) y a 38ºS-40ºS (0,31 a 0,38/año: Milessi et al., 2010). La denso-dependencia y las variaciones en la calidad del hábitat constituyen factores posibles de su variación geográfica en las características demográficas y de su dinámica poblacional (Lasta y Bremec, 1998; Ciocco et al., 2006). Las bajas tasas de crecimiento en bancos de alta densidad proporcionan soporte adicional a la hipótesis de denso-dependencia (Defeo y Gutiérrez, 2003), mecanismo también sugerido para los bancos de vieira en aguas uruguayas, los cuales pueden considerarse como receptores del reclutamiento generado en bancos del sur (Gutiérrez y Defeo, 2003). En efecto, existe una fuerte conectividad unidireccional a lo largo de la ruptura de la plataforma entre 45 y 35ºS, siendo los bancos de vieira del sur las fuentes larvarias de los del norte (Franco, 2013; Franco et al., 2017 y referencias contenidas en éste), lo cual cobra realismo teniendo en cuenta la trayectoria de la corriente de Malvinas (Piola et al., 2013).

La vieira patagónica se explota en aguas argentinas del Océano Atlántico (Lasta y Bremec, 1998; Lasta 2000). Esta pesquería industrial se abrió formalmente en 1996 y se limita a dos empresas registradas en Argentina, cada una con dos buques factoría que operan durante todo el año. La vieira es capturada a través de redes de arrastre de fondo en forma de cono que consisten en un cuerpo de cuatro paneles cerrados con tamaños de malla final de cierre de 50/52/55 mm y con alas laterales que se extienden hacia adelante desde la apertura. La red de arrastre, de unos 13 m de largo, se mantiene abierta horizontalmente por dos portones. La boca de la red está enmarcada por flotadores para abrir la red verticalmente y la parte de contacto con el fondo está diseñada para maximizar la captura y facilitar la operación a través del fondo irregular. La eficiencia del arte, definida como la fracción de vieiras que realmente se captura durante el arrastre, fue estimada a través de experimentos de depleción en 0,21-0,31, es decir, el arte retiene un 21-31 por ciento del total disponible en el tramo del arrastre (Lasta e Iribarne, 1997; Soria et al., 2016). Otros experimentos de depleción con rastras han mostrado valores muy superiores, cercanos a 0,70 (Campodónico et al., 2019). El arrastre dura unos 14 minutos y la captura se procesa mecánicamente a bordo, descargándose los músculos aductores congelados. Durante el procesamiento, el primer paso clasifica los tamaños comerciales (≥ 55 mm de altura de la valva), y tanto las vieiras de talla no comercial como la captura incidental se devuelven inmediatamente al mar. La talla media de madurez sexual ha sido estimada en 36 mm (Campodónico et al., 2008) y por tanto la talla comercial de 55 mm asegura unos tres eventos reproductivos. Las vieiras de tamaño comercial se procesan, separándose el músculo aductor, el cual se congela, se clasifica en placas y se empaca (Soria et al., 2016). Las capturas se desembarcan en los puertos de Mar del Plata y Ushuaia.

Los volúmenes de desembarque han variado en el tiempo, tanto por las medidas de manejo implementadas (e.g., clausuras de áreas) como por variabilidad natural (e.g., biomasa reproductora). Desde 2009, los desembarques han disminuido de 80 400 t (11 256 t de músculo) a 31 455 t (4 404 t de músculo) en 2015 (Figura 2.2a, Morsan et al., 2017).

El esfuerzo pesquero nominal se ha mantenido constante en el tiempo, dado que solo cuatro buques factoría pertenecientes a dos empresas pesqueras (dos buques cada una) están autorizados a capturar vieiras. La flota realiza unos 36 viajes por año, de 20 a 50 días cada uno, completando 40-60 lances por día de una duración promedio de 14 min y a una velocidad de arrastre de 7,2 km/h. El área barrida por los cuatro buques ha tendido a aumentar en el tiempo (Figura 2.2b). El análisis conjunto de las tendencias históricas en las capturas y el esfuerzo indicaría una disminución de la CPUE (expresada por el cociente captura total/área barrida) en el tiempo. El pico de captura en 2006 (Figura 2.2a) obedeció al fuerte pulso de reclutamiento de la cohorte 2002-2003, lo cual incrementó las estimaciones de biomasa, del CTP y de la CPUE. La disminución de la CPUE en años recientes obedecería al agotamiento de esas clases anuales (Morsan et al., 2017). Sin embargo, la biomasa media se ha mantenido estable durante los últimos 10 años, y desde el año 2013 el cociente CTP/biomasa comercial de vieira ha sido inferior al 20 por ciento y la tasa de captura (cociente captura/biomasa comercial) no llega a 10 por ciento (Morsan et al., 2017).

La vieira es un producto de exportación y prácticamente no se vende en el mercado local debido a su alto precio unitario (Pottinger et al., 2011; Campodónico et al., 2019). En promedio, las exportaciones de vieira representan el 5 por ciento del total de las exportaciones pesqueras anuales de Argentina (Campodónico et al., 2019). El precio unitario del producto se ha duplicado en los últimos 10 años, pasando de USD 6 084 en 2007 a USD 13 766 en 2017 (Campodónico et al., 2019). La vieira patagónica se exporta principalmente a Estados Unidos, Francia y Canadá (Campodónico et al., 2019). Teniendo en cuenta la producción de callo y el precio unitario, el año 2017 mostró el segundo valor de exportación más importante en la historia de la pesquería (solo superado por el año 2011), llegando a unos USD 74 millones (Campodónico et al., 2019).

2.2 EL ENFOQUE ECOSISTÉMICO EN LA PESQUERÍA DE VIEIRA

La pesquería de vieira patagónica posee, desde el inicio de las actividades, un marco de gobernanza estructurado de forma participativa e incluye sistemas transparentes de evaluación del recurso que proveen indicadores y puntos de referencia claramente establecidos, así como un marco de monitoreo, control y vigilancia (MCV) del proceso pesquero en todas sus fases. La gobernanza y las medidas de manejo se han ido fortaleciendo a través de un proceso adaptativo y continuo de refinamiento del sistema. Las estructuras de gobernanza y las medidas de manejo están alineadas con criterios ecosistémicos definidos en el Capítulo 1. La pesquería ha sido certificada internacionalmente por el Marine Stewardship Council (MSC) desde el año 2006 (Pérez-Ramírez et al., 2016) y re-certificada en dos ocasiones consecutivas, la última de las cuales permanece vigente hasta el año 2022 (Morsan et al., 2017).

2.2.1 La especie objetivo: gobernanza y manejo

El otrora Ministerio de Agroindustria (actualmente reorganizado como la Secretaría de Gobierno de Agroindustria y formando parte del Ministerio de Producción y Trabajo) a través del Consejo Federal Pesquero, es responsable de la toma de decisiones pesqueras en Argentina. Por tanto, constituye la autoridad competente para el manejo de la vieira patagónica. El sistema de gestión incluye además una Comisión de Análisis y Seguimiento de la Pesquería de Vieira Patagónica (en adelante la “CAS”) integrada por dos representantes de la autoridad de manejo y aplicación de normas, dos del Instituto de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP) y dos representantes de las dos empresas autorizadas para la captura de la especie. La CAS constituye un órgano consultivo y se reúne al menos en forma semestral, presentando al Consejo Federal Pesquero un resumen con los temas y las conclusiones a las cuales se arribaron en cada reunión. Un proceso de consulta periódico proporciona canales fluidos de comunicación entre los actores principales. Las opiniones y propuestas de la CAS son generalmente tomadas en cuenta por el Consejo Federal Pesquero para la toma de decisiones, en un marco adaptativo. La CAS formada por el gobierno y el sector privado, basada en roles y responsabilidades claramente definidos, constituye un sistema integral de gobernanza que permitió a la pesquería de vieira patagónica alcanzar objetivos ecológicos y socioeconómicos. Los acuerdos de largo plazo sobre planes de manejo determinaron impactos positivos en los subsistemas biofísicos y sociales de la pesquería. La CAS también propone estrategias para el monitoreo de la pesquería, para la cual también se ha establecido un programa de observadores a bordo implementado por el INIDEP (Escolar et al., 2009).

Las bases para el manejo de la pesquería de vieira patagónica están incluidas en un decreto marco que contiene medidas de administración del recurso que datan desde los inicios de su explotación pesquera. Las primeras medidas de manejo fueron propuestas en 1996 (Resolución de la Secretaría de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentación, SAGPyA Nº 150/1996) e incluyeron áreas de manejo, talla mínima legal, zonas de exclusión pesquera, una relación mínima de juveniles: vieira comercial 1:1 para permitir actividades de extracción, un esfuerzo pesquero máximo de 4 barcos, una tasa de captura de 0,4, devolución al mar de ejemplares menores a 55 mm y la creación de las CAS antes referida (Campodónico et al., 2019). En 1999, la SAGPyA estableció un Plan de Manejo formal (Disposición Nº 17/1999) estructurado por 4 años, con la posibilidad de ser prorrogado de acuerdo a criterios del INIDEP (Campodónico et al., 2019). Dicho plan ha sido ajustado y mejorado desde 2001, incluyendo objetivos específicos para la pesquería, estrategias de explotación y reglas de control de la captura (Morsan et al., 2017). De especial importancia ha sido la Resolución del Consejo Federal Pesquero CFP Nº 4/2008 - Medidas de administración para la pesquería de la especie vieira patagónica. Dicha resolución contiene herramientas institucionales y operacionales básicas análogas al contenido de un Plan de Manejo en el marco de un enfoque ecosistémico de la pesca (EEP), aunque no se estructure como tal en sentido estricto (i.e., todas las medidas plasmadas en un único documento). En este contexto, incluye la conformación de la CAS, duración de temporadas de pesca, artes de pesca autorizados (redes de arrastre), protocolos para la estimación anual de la captura total permisible (CTP) por Unidad de Manejo (UM), protocolos para el registro y control diario de capturas y estructura de tallas (con factores de conversión peso de callo-peso total) por UM, talla mínima comercializable, la definición de zonas de veda en cada UM establecidas para fines de investigación y procedimientos para la evaluación del recurso. Dichos procedimientos incluyen la obligatoriedad de las empresas de disponer de 20 días anuales para tareas de investigación, las que se llevan a cabo bajo la dirección del INIDEP, con el personal que éste designe y en las condiciones que determine. El costo de la investigación está a cargo de las empresas armadoras. Las medidas de manejo han sido objeto de modificaciones mediante un proceso adaptativo y participativo, incluyendo, entre otros aspectos, la modificación del número de UM (detalles en Morsan et al., 2017).

Existe un sólido marco legal e incentivos para la pesca sostenible. El Sistema de Manejo de Autorización de Capturas (AC, conceptual y legalmente similar a cuotas individuales transferibles), ha proporcionado estabilidad y seguridad a las operaciones pesqueras. Entre otras regulaciones importantes, solo los cuatro buques activos en la pesquería tienen derechos para la asignación de una AC, basados en antecedentes históricos. Las AC perdidas por las empresas, debido, por ejemplo, a sanciones, cierres o suspensión de licencias de pesca, se incorporan a un Fondo de Reasignación de Cuotas (Morsan et al., 2012). El cumplimiento de las regulaciones (incluidas las obligaciones legales, de seguridad social y fiscales) es un tema clave. El régimen de sanciones incluye la suspensión o cancelación de las licencias de pesca y de las AC. Un cambio relevante en el sistema de manejo en los últimos años ha sido la inclusión de la pesquería bajo un sistema de Cuotas Individuales Transferibles de Capturas (CITC), siguiendo una tónica similar a la estructura original de AC (Morsan et al., 2019, p. 6). Mediante las CITC se distribuye el 45 por ciento de la CTP por UM a cada grupo empresarial (Resoluciones CFP Nº20/2014, Nº 1/2015: Campodónico et al., 2019).

La pesquería de vieira patagónica en Argentina sigue un esquema de redundancia en el esquema de manejo (sensu Caddy y Defeo, 2003), el cual incluye evaluaciones de stock, puntos de referencia, entrada limitada, áreas de no captura y rotación de áreas de pesca, así como monitoreo de capturas a bordo y encuestas. El área de distribución del recurso ha sido dividida en UM, utilizando información científica derivada de evaluaciones del recurso y de la distribución del esfuerzo pesquero. Las UM han variado en número; actualmente se consideran 10 UM (Figura 2.1), en las cuales el INIDEP realiza campañas de investigación que proveen estimaciones directas de biomasa, estructura de tallas y densidad (Figura 2.3). Además, las capturas son monitoreadas en tiempo real. Dado que las UM están ubicadas en la ZEE argentina (solo con la excepción de la UM H, ver Figura 2.1), la pesquería es objeto de manejo exclusivo por dicho país. El estado del stock en cada UM está determinado por una combinación de estimaciones directas de biomasa (utilizando una rastra con eficiencia de 0,5 como criterio precautorio: Campodónico et al., 2017) y la proporción de vieiras comercializables (≥ 55 mm, unos 3-10 años de edad dependiendo de la latitud) en cada banco (Z, Figura 2.3). La pesca es autorizada si Z > 0,5 en toda la UM, o bien si es posible delimitar con precisión, en función de información disponible, un polígono que incluya aquellos bancos dentro de la UM donde Z > 0,5. Si Z < 0,5, la UM se cierra a la pesca hasta que esta proporción aumente. Esta Regla de Control de la Captura se ha implementado desde el inicio de la pesquería y ha demostrado ser eficaz. La definición de polígonos dentro de la UM deja afuera aquellas áreas que tienen prevalencia de tallas pre-comerciales, para potenciar la reproducción de la especie. El marco de manejo adaptativo no impide que las áreas excluidas del polígono de pesca en un año en particular, sean incorporadas al año siguiente. Un reclutamiento medianamente exitoso genera polígonos más restringidos, con áreas excluidas a la pesca en casos en que Z < 0,5. Como criterio adicional se considera una densidad mínima de 10 t/km^2. La asignación espacial del esfuerzo se basa en la distribución del banco y el polígono de pesca generado por las campañas de investigación (Figura 2.3). El esfuerzo a ser asignado será el necesario para alcanzar la CTP correspondiente. El área donde opera la flota constituye una pequeña porción de la distribución del recurso, cubriendo el 13,5 por ciento del área total de bancos con densidad comercial y el 1,4 por ciento del área total de las UM.

La CTP es determinada anualmente por el Consejo Federal Pesquero, de acuerdo con los valores de referencia sugeridos por el INIDEP. La CTP se establece para cada UM, por lo general en base al 40 por ciento del intervalo de confianza inferior de la biomasa comercial estimada (Morsan et al., 2017). Las vieiras pequeñas deben devolverse inmediatamente al mar, pudiendo retener los tamaños menores a 55 mm hasta un límite máximo del 20 por ciento de la captura total por lance (Morsan et al., 2017). Las capturas que exceden este rango de tolerancia también deben devolverse inmediatamente al mar junto con la fauna bentónica que la acompaña. Otras medidas de manejo espacialmente explícitas incluyen el establecimiento de zonas cerradas a la pesca en cada UM a efectos de investigación y con el fin de mantener agregaciones reproductivas de vieiras y proporcionar áreas de control para monitorear los cambios debidos a la pesca (Lasta y Bremec, 1998). La flota ha practicado la rotación de áreas de pesca desde el inicio de la pesquería, siguiendo los patrones de abundancia derivados de las estimaciones de CTP para cada UM. El sistema de manejo es dinámico y adaptativo: cuando la biomasa estimada en una UM es más baja que en años anteriores, el CTP resultante es menor y, ocasionalmente, puede promover el cierre de una UM en particular. Además, un banco que no se evalúa por alguna razón, no se abre a la pesca. El seguimiento directo de la biomasa en base a evaluaciones directas sobre el recurso y a diferentes tipos de modelos pesqueros muestra que estas estrategias han permitido mantener a la metapoblación en un nivel estable y sostenible.

Existen varios mecanismos de MCV y fiscalización que incluyen un sistema de sanciones y procesamientos a infractores (e.g., multas y decomiso de capturas, buques y artes). El Sistema Integrado de Control de Actividades Pesqueras (SICAP) implementado en Argentina para las actividades de MCV, aplicadas a las pesquerías en general y a la de vieira en particular, se detalla en el caso de la pesquería de anchoíta presentada en este documento (ver Capítulo 4). El SICAP incluye un sistema avanzado de información, así como el control mediante cámaras de video y vigilancia en tiempo real a través del monitoreo satelital de embarcaciones (VMS). El tamaño de malla es controlado por inspectores a bordo, por la Guardia Costera y en los sitios de desembarque. Si bien no hay muestreos de desembarque, dado que la vieira llega a puerto como callo congelado y embalado en cajas de 10 kg, los muestreos se hacen a bordo por medio del Programa de Observadores, que tiene un 100 por ciento de cobertura. La declaración de capturas y el parte electrónico se realizan diariamente, lo cual permite un monitoreo confiable del proceso pesquero. La información derivada del VMS y de observadores a bordo se coteja con la de captura y esfuerzo proveniente de la flota, estableciéndose así una redundancia en las medidas de control dirigidas a consolidar buenas prácticas pesqueras. Estas herramientas han sido eficientes y no se ha detectado incumplimiento de las regulaciones vigentes.

2.2.2 Importancia de la especie en el ecosistema, descarte y su manejo

Las capturas comerciales de Z. patagonica se procesan automáticamente a bordo de los buques pesqueros y se descargan los músculos aductores congelados. Durante el procesamiento, el primer paso clasifica los tamaños comerciales (≥ 55 mm de altura de la valva). La captura incidental,[1] junto con las vieiras no comerciales, se separan en tambores y se devuelven al mar minutos después. Un experimento de campo realizado para investigar la sobrevivencia de las vieiras como resultado del tiempo de exposición al aire, antes y después del proceso de selección de tallas a bordo, mostró una alta sobrevivencia de vieiras sometidas a una exposición aérea de 30 minutos, así como una ausencia de diferencias significativas entre especímenes recolectados antes y después del proceso mecánico de selección de tallas (Bremec et al., 2004).

No se retiene la captura incidental. El SICAP incluye procedimientos explícitos al respecto (Morsan et al., 2017). Los observadores a bordo han estimado y pesado los principales grupos de captura incidental en cada lance pesquero desde el inicio de la pesquería. La captura incidental está compuesta por más de 120 especies bentónicas (Sánchez et al., 2011), además de 53 taxones epibiontes (en su mayoría Bryozoa y Polychaeta) encontrados por Schejter et al. (2014). Las comunidades bentónicas más ricas ocurren cerca del frente de la plataforma, donde se produce una alta producción de fitoplancton que llega al fondo a través de un acoplamiento bentónico-pelágico (Acha et al., 2004; Bogazzi et al., 2005). El número de taxones (peces e invertebrados) que conforman la captura incidental es cercano a 200 (Schejter et al., 2012b).

Las condiciones previas a la apertura de la pesca (año 1995) mostraron que la captura incidental representaba el 40-90 por ciento de la captura comercial en 7 bancos de vieiras (Lasta y Bremec, 1998; Bremec y Lasta, 2002). Un análisis comparativo de la captura incidental entre áreas de pesca y áreas no explotadas en una importante UM mostró una composición similar de asociaciones bentónicas y riqueza de especies (Schejter et al., 2008). La biomasa de captura incidental disminuyó significativamente entre 1995 y 2007, pero se encontró una mayor biomasa de esponjas, tunicados y erizos de mar en áreas no explotadas (Schejter et al., 2008; Morsan et al., 2012 y referencias contenidas en éstos). Los resultados del Programa de Observadores a Bordo han mostrado grandes variaciones en la densidad de captura incidental (Escolar et al., 2009).

En el área donde se ubican los principales caladeros patagónicos (zona frontal de la plataforma), Mycale (Aegogropila) magellanica (Porifera: Demospongiae) desempeña un papel importante en la provisión de hábitat para al menos 23 taxones de pequeños invertebrados, principalmente crustáceos (Schejter et al., 2012b, 2014). Esta epifauna sésil por lo general actúa como un ingeniero ecosistémico, estructurando la arquitectura del hábitat al incrementar la complejidad del fondo marino. La remoción masiva de esta fauna debido a las actividades de arrastre podría tener efectos negativos en la biodiversidad local (Schejter et al., 2012b). Se ha establecido un área vedada a la extracción de 193 000 km^2 en la plataforma continental central de la Patagonia y otra en la plataforma continental del sur, a efectos de proteger los “arrecifes de coral” de aguas frías. Por lo tanto, el 13 por ciento de la plataforma continental está cerrado a la pesca (Morsan et al., 2012). Teniendo en cuenta las evidencias anteriores y el hecho de que el arte de pesca no es selectivo, un arte alternativo dirigido a reducir la captura incidental podría ser factor adicional hacia la sostenibilidad del ecosistema y, en definitiva, hacia una consolidación del EEP. Los usuarios están interesados en mejorar la selectividad del arte de pesca a fin de disminuir la captura de especies no comercializables y materiales no vivos que reducen la eficiencia del procesamiento a bordo (Morsan et al., 2017).

Schejter et al. (2012a) proporcionaron un inventario de 24 especies de peces capturadas incidentalmente por la flota de vieira patagónica, siendo las especies más frecuentes Psammobatis spp., Bathyraja brachyurops, B. macloviana, B. albomaculata, Patagonotothen ramsayi y Merluccius hubbsi. Algunos de los condrictios registrados son especies vulnerables o en peligro de extinción (Schejter et al., 2012a), aunque la captura de este grupo es menor al 1 por ciento de la captura total (Colonello y Massa, 2014). Si bien no hay evidencia de capturas voluminosas de condrictios en la pesquería de vieira, se han detallado objetivos generales para su protección a nivel nacional que se establecen en el Plan de Acción Nacional para Condrictios (Morsan et al., 2017).

No se observaron contactos de aves marinas con artes y/o embarcaciones de pesca durante los lances de pesca, y tampoco se ha registrado captura incidental de ningún ejemplar durante las operaciones pesqueras (Morsan et al., 2019). La captura de especies en peligro, amenazadas y protegidas (ETP por sus siglas en inglés), incluidas las aves marinas, registrada por los observadores a bordo con una cobertura del 100 por ciento desde su certificación, parece tener efectos insignificantes (Seco Pon et al., 2018). Si bien hay ocurrencia de aves marinas en diferentes UM, no se han registrado contactos (en consecuencia, mortalidad incidental). Bastida y Campodónico (2017) evaluaron el impacto de la pesca de vieira en aves marinas en 5 UM para el período 2015-2016, identificando 14 especies. Los Procellariiformes (albatros y petreles) provenientes de sitios de reproducción cercanos y remotos representaron el 73 por ciento del total de las observaciones. La abundancia promedio de aves asociadas a las operaciones de pesca fue mayor durante el proceso de arrastre en relación con el calado o virado del arte.

2.2.3 Aspectos socio-económicos

La estrategia de extracción ha sido diseñada para lograr los objetivos de manejo, maximizando también el rendimiento económico. Los subsidios son inexistentes y el sistema de gestión proporciona incentivos para la pesca sostenible, que reditúan en beneficios económicos. Sin embargo, las tendencias de largo plazo muestran que desde el año 2013 los desembarques no han llegado a la mitad de la CTP estipulada (Morsan et al., 2017), lo cual supondría cierta ineficiencia económica de la pesquería en lograr beneficios socioeconómicos sin afectar su sostenibilidad. No obstante, una de las razones que podrían explicar dicha ineficiencia no radicaría en factores económicos (e.g., disminución de la demanda), sino en procesos biológicos relacionados con la modificación de la distribución espacial de los parches económicamente viables dentro de los bancos históricamente más redituables ubicados en las UM, lo cual ha dificultado su localización por parte de la flota (Morsan et al., 2017; Campodónico et al., 2019). Fallas en el reclutamiento podrían constituir un factor explicativo adicional de las capturas decrecientes (Campodónico et al., 2019).

La vieira patagónica constituye una metapoblación sedentaria con patrones de distribución espacial fuertes y persistentes (sensu Orensanz y Jamieson, 1998; Orensanz et al., 2005) en respuesta a un ambiente estructurado espacial y temporalmente por marcados gradientes de pequeña escala (i.e., a nivel de bancos). Las agregaciones persisten en el tiempo, pero, en contraste con las especies sésiles, las ubicaciones de los parches varían de acuerdo con la susceptibilidad de la especie a variaciones en condiciones ambientales. Esta característica promueve una búsqueda eficiente de parches por parte de la flota, de manera de maximizar una combinación adecuada de tallas de interés comercial. Dicha estrategia podría propiciar una depleción secuencial de bancos que puede llevar a la hiperestabilidad, con el consecuente riesgo de agotamiento de bancos locales (UM) que se puede propagar a una escala global (metapoblación pesquera) sin observar disminuciones evidentes en la CPUE (Caddy y Defeo, 2003). El agotamiento secuencial de parches puede llevar a una CPUE hiperestable, sin reflejar la tasa real de reducción de abundancia, lo cual podría inducir a la sobreexplotación y disminución de los excedentes económicos generados por la pesquería. La hiperestabilidad es un camino frecuente hacia la sobrepesca en recursos sedentarios, y por tanto futuras investigaciones debieran priorizar un análisis bioeconómico (hasta el momento no desarrollado) en el contexto de un EEP, integrando los conceptos antes detallados. No obstante, el intenso monitoreo espacialmente explícito del recurso, basado en información dependiente e independiente de la pesquería, provee indicadores de diverso tipo que disminuyen el riesgo de agotamiento secuencial e hiperestabilidad.

2.2.4 Forzantes externos

Las tendencias de largo plazo muestran que los picos de captura (e.g., 2006) se debieron a pulsos de reclutamiento que generaron cohortes muy exitosas. Este tipo de pesquerías pulso-dependientes son muy sensibles a variaciones oceanográficas, particularmente en metapoblaciones como la vieira, cuya distribución está asociada a la presencia de frentes oceanográficos. Por tanto, el monitoreo de condiciones oceanográficas es esencial en el contexto de un EEP. Lo anterior implica considerar variaciones en las corrientes y factores oceanográficos relacionados, los cuales son dinámicos y pudieran estar relacionados con procesos climáticos que operan a una escala mayor que la distribución de la vieira (Piola et al., 2013; Franco et al., 2017). El sistema de manejo, que también incluye un monitoreo continuo de condiciones oceanográficas, permitiría adoptar medidas de manejo con cierta celeridad. Sin embargo, la pesquería es muy sensible a reclutamientos exitosos, los cuales están afectados principalmente por las condiciones oceanográficas existentes durante la fase larvaria planctónica y el asentamiento, en general breves en el tiempo, lo cual dificulta el análisis. En este contexto, el sistema de evaluación y monitoreo pesquero y de las reglas de control de la captura a escalas de UM resultan críticas ante el escenario actual de disminución del recurso (Morsan et al., 2017).

El mercado externo juega un papel positivo fundamental en la pesquería, dada la amplia demanda del producto a nivel internacional. Por tanto, las capturas decrecientes no pueden ser explicadas por dicho forzante externo (e.g., retracciones en la demanda), más teniendo en cuenta que el producto proviene de una pesquería certificada. En este contexto, la certificación de la pesquería la posicionó a nivel mundial como una de las pesquerías de pectínidos más importantes del mundo (Pérez-Ramírez et al., 2016). La información económica muestra que el precio unitario del producto se ha duplicado en 10 años, y que los ingresos económicos derivados de la exportación lograron en el año 2017 uno de sus mayores valores en la historia de la pesquería. La certificación de la pesquería por parte del MSC no solo ha sido beneficiosa en un contexto de mercado, sino que también ha propiciado el desarrollo de un excelente programa de obtención de información dependiente e independiente de la pesquería a través de aproximaciones complementarias, con el argumento de que se necesita investigación basada en datos de calidad para mantener dicha certificación (Pérez-Ramírez, Lluch-Cota y Lasta, 2012).

Un llamado de alerta lo constituye la relación inversa significativa en la función de demanda, donde el creciente precio unitario compensa las capturas decrecientes (Figura 2.4). Esto puede indicar no solo una relación puntual de la pesquería específica, donde la calidad reconocida del producto justifica el incremento de precio a menores capturas, sino también una disminución en la oferta del producto por parte de pesquerías análogas de pectínidos en otras partes del mundo, que no pueden compensar la producción decreciente a nivel local.

2.3 CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS

La pesquería metapoblacional de vieira ha sido adecuadamente manejada en el largo plazo: a pesar de que cada componente (banco) dentro de una UM puede fluctuar en abundancia, el stock en su globalidad se ha mantenido estable. La pesca se concentra en un reducido porcentaje del área total de las UM (usualmente menor al 2 por ciento), lo cual, conjuntamente con la rotación de áreas de pesca, ha permitido mantener niveles saludables de stock a través de la generación de refugios reproductivos y de reclutamiento. Los indicadores poblacionales y pesqueros registrados desde el inicio de la pesquería (1996) revelan que la biomasa, la densidad, la estructura poblacional por tallas y/o edades, la CPUE y las tasas de mortalidad por pesca han permanecido relativamente estables a lo largo del tiempo (Milessi et al., 2010; Morsan et al., 2017). Como resultado de su adecuado desempeño y extraordinaria calidad y cantidad de información recabada desde el inicio de la pesquería, ésta ha logrado el reconocimiento nacional e internacional, incluyendo su certificación por el MSC desde 2006. La pesquería es por tanto un ejemplo adecuado de cómo desarrollar un EEP en un recurso sedentario explotado industrialmente en aguas oceánicas, proveyendo una visión alternativa a otros casos donde el foco ha sido el desarrollo de pesquerías costeras (e.g., loco Concholepas concholepas en Chile, Capítulo 6). La certificación de la pesquería no solo ha sido beneficiosa en un contexto de mercado, sino que también ha propiciado el desarrollo de un excelente programa de obtención de información dependiente e independiente de la pesquería (Pérez-Ramírez, Lluch-Cota y Lasta, 2012).

La tendencia decreciente de la biomasa y los rendimientos pesqueros en los últimos años señalan la necesidad de continuar e incluso fortalecer el monitoreo de la pesquería, lo cual cobra importancia adicional si se considera el fracaso en el reclutamiento en algunas UM y la reducción de la talla mínima comercializable en la UM B (Morsan et al., 2019). La evaluación del recurso independiente de la pesquería, el monitoreo pesquero y las reglas de control de la captura a escalas de UM resultan críticas ante el escenario de disminución del recurso. Lo anterior adquiere aún mayor importancia si se considera que la vieira patagónica constituye una metapoblación con una estructura espacial fuerte y persistente, lo cual genera por parte de la flota una búsqueda eficiente de parches que maximicen una combinación adecuada de abundancia y tallas de interés comercial. Así, los bancos son explotados hasta que no se justifique seguir la extracción desde un punto de vista económico. Esto propiciaría una estrategia de agotamiento secuencial de los bancos que puede llevar a la hiperestabilidad, con el consecuente riesgo de agotamiento de bancos locales en diferentes UM que se pueden propagar a una escala global (metapoblación pesquera) sin observar disminuciones evidentes en la CPUE. La Regla de Control de la Captura (si Z < 0,5 se cierra la pesca), así como la CTP para cada UM basada en el 40 por ciento del intervalo de confianza inferior de la biomasa comercial estimada, limitan la posibilidad de generar un agotamiento de los bancos.

En la actualidad se encuentra en desarrollo el Proyecto GEF “Fortalecimiento de la Gestión y Protección de la Biodiversidad Costero Marina en Íreas Ecológicas Clave y la Aplicación del enfoque ecosistémico de la pesca (EEP)” (www.argentina.gob.ar/estrategia-nacional-de-biodiversidad/proteccion-de-la-biodiversidad-marina), el cual está a cargo del Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sustentable de Argentina y es implementado por FAO. Intenta construir condiciones y capacidades para la implementación del EEP en Argentina, estableciendo contenidos de este enfoque a ser propuestos al Consejo Federal Pesquero para ser incorporados en el manejo de pesquerías. El proyecto apoya la implementación de una experiencia piloto EEP en la pesquería de vieira patagónica. Se considera que los elementos aportados desde el inicio de la pesquería de vieira patagónica en Argentina contienen bases más que suficientes para dicha implementación, que podría ser escalable a nivel nacional, adecuándose a las diferentes características del ciclo de vida de las especies y del proceso pesquero correspondiente.

1 La captura incidental es definida para esta pesquería como la fauna no comercializable y devuelta al mar.

3. El camarón siete barbas Xiphopenaeus kroyeri de suriname

3.1 EL RECURSO Y SU PESQUERÍA

El camarón siete barbas Xiphopenaeus kroyeri es un crustáceo decápodo único en su género para el Atlántico occidental. Se distribuye desde Carolina del Norte (Estados Unidos de América) a través del Golfo de México y el Caribe, hasta el Estado de Santa Catarina en Brasil (Castro et al., 2005) (Figura 3.1). Habita hasta unos 40 m de profundidad y en sustratos fangosos y fangoso-arenosos (Soekhradj et al., 2008). Es un importante componente de la megafauna bentónica y su abundancia está asociada con áreas de alta sedimentación y nutrientes (e.g., escorrentía y desembocaduras de ríos y zonas estuarinas). Tiene un crecimiento rápido, con una longitud máxima de carapacho de 140 mm y una longevidad de alrededor de 18 meses, alcanzando la madurez a unos 24 mm (Tindall et al., 2012; Torrez, 2015). Las hembras son más grandes que los machos. El reclutamiento ocurre durante todo el año, con un período reproductivo principal entre primavera y principios del verano y otro secundario en el otoño (Soekhradj et al., 2008; Torrez, 2015). El camarón es omnívoro, alimentándose de pequeños moluscos, crustáceos y poliquetos, así como de microalgas bentónicas de planicies de fango intermareales y de materia orgánica sedimentaria originaria de alta mar (Willems et al., 2015a).

El sector pesquero de Suriname comprende los subsectores industrial y artesanal. El subsector industrial involucra principalmente arrastreros, barcos con líneas manuales y palangreros que se dirigen a camarones y peces. La pesca costera incluye redes de enmalle, de cerco y palangres de fondo. Si bien las flotas industrial y artesanal son multiespecíficas, una o dos especies dominan la captura, mientras que otras especies son capturadas incidentalmente y descartadas o retenidas según el caso (Babb-Echteld y Medley, 2004).

La pesquería de camarón X. kroyeri en Suriname (Cuadro 1.2) se desarrolla en aguas poco profundas, entre 18 y 27 m aproximadamente (Blyth-Skyrme y Tremblay, 2019). Esta pesquería (situada en el área estadística 31 de la FAO) comenzó en 1996 con 5 embarcaciones, aumentando a 30 en 2008 (Southall et al., 2017). Desde entonces, el número de licencias disminuyó debido a una estrategia nacional para reducir el exceso de capacidad, y se ha mantenido en unas 20 a 22 licencias activas. La flota de arrastre está conformada por embarcaciones de unos 20-25 m de eslora y capacidad de motor menor a 500 hp. Las redes están equipadas con Dispositivos de Reducción de Captura Incidental (BRD por sus siglas en inglés) y Dispositivos Excluidores de Tortugas (TED por sus siglas en inglés), tal como se estipula en las licencias de pesca (Southall et al., 2011; Willems et al., 2013). La flota utiliza una pequeña “red de prueba” para evaluar la captura potencial, tanto antes como durante el arrastre.

Los desembarques alcanzaron un máximo cercano a 14 000 t en el año 2003, decreciendo en años subsiguientes a valores que por lo general no superaron las 10 000 t (Figura 3.2). Particularmente desde el año 2010, la magnitud de pesca se ha controlado mediante reglas de control de la captura (HCR por su sigla en inglés, ver numeral 3.2.1) basada en la limitación de los días efectivos de pesca en el mar, la cual ha reducido los desembarques (Southall et al., 2017).

El producto es comercializado en mercados de Europa y América del Norte. La pesquería ha sido certificada por el MSC en 2011 y re-certificada en dos ocasiones, la última de las cuales está vigente hasta el año 2022 (Cuadro 1.2). Si bien la iniciativa original de certificación provino de procesadores de camarón de Europa, los pescadores y el gobierno de Suriname trabajaron conjuntamente con organizaciones de conservación para establecer un grupo de trabajo dirigido a supervisar las prácticas de pesca, tomando medidas para reducir la captura incidental mediante la inclusión de dispositivos de reducción de dicha captura (ver numeral 3.2.2).

Es importante recalcar que la pesca del camarón se desarrolla dentro del Gran Ecosistema Marino de la Plataforma del Norte de Brasil (Figura 3.1), por lo cual el stock en Suriname podría tener niveles de conectividad con los stocks explotados en países vecinos como Trinidad y Tobago, Brasil, Guayana y Venezuela. Esto resalta la importancia de desarrollar un enfoque de manejo de recursos compartidos, aspecto que será analizado posteriormente.

3.2 ENFOQUE ECOSISTÉMICO

3.2.1 Sistema de gobernanza y manejo

La gestión pesquera en Suriname está sujeta a la Ley de Pesca de 1980, que permite al Departamento de Pesca regular el número de licencias y especificar el tipo de arte a emplear y otras medidas técnicas (Chakalall et al., 1998; LVV, 2012). La legislación enfatiza, entre otras disposiciones, en el desarrollo de un Plan de Manejo que incluya una clasificación definida y estandarizada de barcos y artes de pesca, la delimitación de los caladeros, la asignación de derechos de acceso y la implementación de áreas y temporadas cerradas a la pesca (Southall et al., 2011). La Ley de Pesca revisada prevé la elaboración de un Plan General de Ordenación Pesquera de Suriname (FMP por sus siglas en inglés) por parte del Departamento de Pesca. El último FMP (2012-2018) ya venció, por lo que el Departamento de Pesca se encuentra elaborando el FMP 2020-2025 a través de un proceso participativo. En este sentido, la nueva versión de dicho plan será discutida en 2020 con las partes interesadas antes de ser enviada al ministro (BlythSkyrme y Tremblay, 2019).

La Ley de Pesca de 1980 y sus subsiguientes revisiones constituyen el principal estatuto reglamentario de la pesquería de camarón siete barbas de Suriname, que incluye varias herramientas operacionales de manejo dirigidas a alcanzar objetivos de sostenibilidad. En este contexto, el Plan de Manejo de la pesquería de X. kroyeri contiene herramientas y estrategias para gestionarla bajo un marco institucionalizado. Por tanto, cuenta con elementos básicos requeridos para los enfoques uniespecíficos convencionales que permiten establecer una analogía con el enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) (Capítulo 1), aun cuando restan varios aspectos por perfeccionar (Willems, 2016). Tanto el Plan de Manejo como los decretos ministeriales definen el número y las condiciones de las licencias de pesca, e identifican específicamente las regulaciones para la pesquería, tales como restricciones de artes (incluyendo BRD, TED y tamaño mínimo de malla), restricciones de motor (hasta 500 kw), cierres espaciales y temporales, especificaciones de los lugares de desembarque y sistemas obligatorios de monitoreo de buques a través de VMS (Southall et al., 2011).

El Plan de Manejo de la pesquería de camarón establece elementos de gobernanza y política, incluyendo un mecanismo judicial transparente para la resolución de disputas legales. Un elemento crítico para la gobernanza y la gestión de la pesquería ha sido el Grupo de Trabajo (“Seabob Working Group”) establecido por el gobierno de Suriname. Dicho grupo incluye pescadores artesanales e industriales, otros actores de la industria, personal técnico del Departamento de Pesca del Ministerio de Ganadería, Agricultura y Pesca, y observadores de organizaciones no gubernamentales (Figura 3.3, Southall et al., 2011, 2017). Este Grupo de Trabajo ha jugado un papel fundamental en el desarrollo de propuestas de gestión, y ha contribuido al empoderamiento de la comunidad, a la toma de decisiones participativa y a una adecuada administración del recurso. Asimismo, dicho grupo ha refinado el Plan de Manejo bajo un marco precautorio y adaptativo, resultando en una actualización del Plan de Manejo publicado en enero 2020. Los mecanismos de consulta han posibilitado la adopción de medidas de gestión y su cumplimiento, y han facilitado el flujo de recomendaciones al ministro para su aprobación final. Otros esfuerzos nacionales dirigidos a fortalecer las capacidades de las organizaciones de pescadores en Suriname han sido discutidos en talleres regionales de CARICOM (“Caribbean Community”). Los líderes pesqueros han buscado aumentar su participación en la toma de decisiones para asignar licencias de pesca en Suriname y mejorar la equidad en la cadena de valor.

El Plan de Manejo de la pesquería de camarón incluye varios enfoques para definir objetivos, directrices de políticas y reglas de decisión. Las regulaciones de manejo acordadas por el Grupo de Trabajo y refrendadas a nivel ministerial proponen un número máximo de licencias de pesca y de días en el mar, así como puntos de referencia objetivo y límite para las tasas de captura y HCR. Estos puntos de referencia y HCR son precautorios y coherentes con los objetivos biológicos y económicos (Soekhradj et al., 2008; Southall et al., 2011). Las HCR diseñadas para disminuir la mortalidad por pesca a medida que la población se aproxima a puntos de referencia límite, se desarrollaron en colaboración con el Mecanismo Regional de Pesca del Caribe (CRFM por sus siglas en inglés) (CRFM, 2008). El Plan de Manejo también refleja los objetivos descritos en el borrador del Plan Nacional de Manejo pesquero, el cual facilita la transición hacia una nueva Ley de Pesca.

Otros objetivos incluyen la minimización de la captura incidental en general, haciendo énfasis especial en la mitigación de la interacción con especies protegidas a través de los BRD y TED. Estos componentes regulatorios se han desarrollado en consulta con la industria (sectores de pesca y procesamiento), aumentando su aceptación y cumplimiento por parte de todos los interesados. El monitoreo se realiza a través de libros de registro de captura (bitácoras), informes de las plantas de procesamiento y VMS, que proporcionan información sobre el cumplimiento de las limitaciones del esfuerzo y de las áreas cerradas a la pesca (Southall et al., 2011).

Las operaciones de pesca de arrastre de X. kroyeri de Suriname comenzaron en 1996 (Charlier et al., 2000). La primera evaluación de stock llevada a cabo en 2009, tanto en Suriname como en Guyana, proporcionó indicadores del estado del stock en relación con los puntos de referencia de biomasa y de mortalidad por pesca (Derrell et al., 2009). Sin embargo, debido a la baja correlación entre las tasas de captura de ambos países, las evaluaciones se consideraron por separado a efectos de una definición funcional de stocks bajo un enfoque precautorio. El método de evaluación estuvo basado en un modelo de producción excedente empleando capturas y CPUE estandarizada como un índice de abundancia y, por lo tanto, un proxy para la biomasa en los ajustes de modelos dinámicos. Esta aproximación permitió la estimación de Máximo Rendimiento Sostenible (MRS), B/BMRS y F/FMRS (Southall et al., 2011). La tasa de captura y el esfuerzo de pesca total se monitorean de acuerdo con la HCR. La pesquería está considerada dentro de límites sostenibles: el stock se ha mantenido cercano al punto de referencia objetivo y por encima del nivel de BMRS. Las evaluaciones realizadas en 2018 indican que la CPUE mensual en 2018 se mantuvo 8-25 por ciento por encima del objetivo estipulado por la HCR (1,65) y 23-43 por ciento por encima del disparador de la HCR a niveles de CPUE a MRS (valor disparador o trigger) (Blyth-Skyrme y Tremblay, 2019). En 2018 el esfuerzo pesquero se mantuvo un 8 por ciento más bajo que el permitido bajo la HCR (hasta 5 100 días cuando la CPUE de HCR está por encima del valor disparador). Otras proyecciones recientes sugieren reducir el esfuerzo pesquero en un 16 por ciento en un contexto precautorio (CRFM, 2019). Los modelos actuales incluyen estimaciones del reclutamiento utilizando tallas y capturas mensuales, y proveen una HCR basada en estimaciones mensuales de CPUE, que resultan más apropiadas para esta especie de corta vida (Blyth-Skyrme y Tremblay, 2019).

3.2.2 Captura incidental y descarte

Como especie de bajo nivel trófico, el camarón siete barbas de Suriname tiene un papel importante en el ecosistema, siendo presa importante para juveniles de muchas especies de peces (García et al., 2008; Quilez, 2014; Willems, 2016). Asimismo, X. kroyeri es el principal organismo epibéntico encontrado a altas densidades en aguas costeras de hasta 30 m de profundidad, jugando un papel clave en la transferencia de energía desde presas de bajo nivel trófico y fuentes primarias de alimentos hasta niveles más altos en la cadena alimentaria (Willems, 2016). Esta especie omnívora habita fondos marinos con alto contenido de materia orgánica y por tanto es fundamental para el reciclaje de materia y nutrientes. Las aguas costeras de Suriname se caracterizan por un enorme flujo estacional de agua dulce y sedimentos, provenientes de la desembocadura del río Amazonas en el sur y, en menor medida, del río Orinoco en el oeste. Esto genera una zona costera caracterizada por un sustrato de barro y arena, que se convierte en arena y coral a mayores profundidades (Cuadro 3.1). Como resultado de las variaciones batimétricas en el tipo de sedimento, ha sido posible distinguir cuatro tipos de comunidades faunísticas con especies que tipifican cada estrato batimétrico (Cuadro 3.1, LVV, 2012). Esto a su vez permite una delimitación clara de la distribución del camarón X. kroyeri a efectos de un adecuado manejo (Willems et al., 2015a). Un patrón similar ha sido descrito para peces, encontrándose diferentes ensambles en el gradiente batimétrico (Cuadro 3.1, ver también Willems et al., 2015b).

Si bien el manejo de la pesquería de camarón siete barbas de Suriname tiene un enfoque uniespecífico, los puntos de referencia objetivo han sido ajustados con criterios precautorios a efectos de mantener la biomasa a niveles máximos sostenibles (i.e., BMRS). Esta precaución es necesaria para minimizar el riesgo de afectar la estructura y el funcionamiento del ecosistema en caso de disminuir sensiblemente la biomasa de camarón (Southall et al., 2011). Una cantidad significativa de energía en la red alimentaria bentónica de la plataforma interior de Suriname se canaliza a un nivel intermedio a través del camarón. El rol clave de la especie en el ecosistema, que genera un modelo de cintura de la avispa o “wasp-waist” (i.e., especie única o crítica en el nivel trófico específico: Willems, 2016), implica destinar mayores esfuerzos de investigación para evaluar si la tasa de explotación basada en la HCR afecta la red trófica, o si podrían requerirse medidas adicionales de control de la producción, incluyendo aproximaciones precautorias de la cuota de captura. Es importante remarcar que la pesquería de camarón de Suriname no puede operar en aguas costeras (isobata interna límite de 18-20 m). Esta restricción, además de evitar la superposición y el conflicto potencial con la pesquería artesanal, minimiza la captura incidental (Willems, 2016).

Al igual que en otras pesquerías tropicales costeras de camarón, la pesquería de camarón de Suriname captura una amplia gama de especies no objetivo, incluidos peces, elasmobranquios e invertebrados (García et al., 2008). Sin embargo, la mayoría de dichas especies tienen valor comercial y por tanto son retenidas y eventualmente vendidas en el mercado doméstico. Aunque pocas de estas especies retenidas se han evaluado formalmente, su mortalidad por pesca asociada a la pesquería de camarón se considera baja (Southall et al., 2011). Las estimaciones primarias de descarte en etapas tempranas de la pesquería sugerían un porcentaje cercano al 13 por ciento de las capturas totales (Southall et al., 2011; Willems et al., 2013). Con el fin de evaluar los impactos de la pesquería en la fauna asociada, se implementó en 2008 un Programa de Reducción de Captura Incidental. Éste involucró el desarrollo de pesca experimental con nuevos equipos o cambios en las redes, como el panel de malla cuadrada, lo cual resultó en una reducción entre 12 por ciento y 40 por ciento para las especies capturadas incidentalmente. Este programa piloto dio como resultado la implementación obligatoria de BRD desde 2010 (Willems et al., 2013). Tanto la eficiencia como el desempeño del TED y BRD han mejorado con el desarrollo del proyecto FAO sobre “Gestión sostenible de la captura incidental en la pesca de arrastre de América Latina y el Caribe” (REBYC-II LAC: www.fao.org/in-action/rebyc-2/es/) a partir del año 2015. El uso obligatorio de BRD con un espacio mínimo de barra de 4” en las redes de arrastre ha sido eficaz para mitigar o bien erradicar de los arrastres a grandes tiburones, peces y rayas. Los TED también son obligatorios y minimizan la interacción con tortugas marinas (Southall et al., 2011). El uso de TED también es requerido por la regulación de los Estados Unidos de América para acceder a sus mercados (Willems et al., 2013). El uso combinado de BRD y TED redujo la tasa de captura de rayas en un 36 por ciento y su talla media en un 21 por ciento, indicando la exclusión preferencial de rayas grandes como Dasyatis geijskesi (77 por ciento de escape) (Willems et al., 2015b). La exclusión de rayas grandes incentivó a las tripulaciones a utilizar el TED y BRD, debido al impacto del peso de las rayas sobre la captura objetivo y al peligro de manipulación de los especímenes en cubierta. La exclusión diferencial por talla estaría probablemente relacionada con la morfología o el comportamiento específico de las especies en respuesta al TED. Los autores recomiendan adaptaciones al TED para reducir aún más la captura incidental de rayas pequeñas. Adaptaciones recientes incluyen TEDs con menor apertura en las barras y un BRD más flexible, aumentando la turbulencia del agua y fomentando el escape. En este sentido, la pesquería de X. kroyeri en Guyana mostró una reducción del 40 por ciento en la CPUE de elasmobranquios cuando se utilizaron TED modificados en comparación con los TED tradicionales (de 2,3 a 1,4 ind/arrastre/h) (Garstin y Oxenford, 2018). Los TED modificados redujeron la talla media de las rayas en un 6,3 por ciento y al mismo tiempo eliminaron de la captura incidental a tres especies de rayas categorizadas como ‘casi amenazadas’ por la UICN (Garstin y Oxenford, 2018).

La pesquería ha implementado un sistema de información integral para las especies capturadas incidentalmente (retenidas y descartadas), las cuales se cuantifican a bordo, se verifican una vez desembarcadas, y la información se envía al Departamento de Pesca para su monitoreo y evaluación. Las especies retenidas son monitoreadas por observadores a bordo y reportes de plantas de procesamiento. Los patrones de pesca también monitorean la captura incidental en tiempo real, para moverse a otros sitios si las tasas de captura incidental son excesivas y dificultan la selección a bordo (Southall et al., 2017). Para minimizar la captura incidental y los descartes, se ha prohibido el arrastre a profundidades menores a 18 m, protegiendo así las zonas de reproducción y alimentación de varios componentes faunísticos (Southall et al., 2011). El enfoque ecosistémico de la pesquería ha avanzado mucho en los últimos años con el desarrollo del proyecto REBYC-II LAC, el cual persigue, entre otros objetivos, incrementar la productividad de la pesquería de camarón, minimizar las capturas incidentales, utilizar los descartes en forma sostenible y actualizar el sistema nacional de información pesquera.

3.2.3 Aspectos socio-económicos

Las pesquerías de Suriname están orientadas a la exportación. El sector pesquero representa el 2,3 por ciento del PIB nacional en la economía de Suriname y provee empleos primarios y secundarios (Smith y Burkhardt, 2017). El valor de las exportaciones (en especial camarón y pescados congelados) ha aumentado en los últimos años, llegando a USD 100 millones en 2017. Después de que las capturas de Farfantepenaeus disminuyeron sustancialmente, los pescadores buscaron recursos alternativos, como el camarón X. kroyeri. En este contexto, la pesquería de camarón ha significado un desarrollo innovador en las prácticas pesqueras tradicionales basadas en camarones más grandes y de mayor valor económico. La pesquería mantiene un gran número de familias, por lo que la conservación de esta fuente de ingresos y bienestar social es un objetivo importante (Charlier et al., 1997; Babb-Echteld y Medley, 2004). La certificación de la pesquería ha permitido la colocación del producto en el mercado internacional apostando por la calidad, el valor agregado y una oferta constante (Southall et al., 2017). La gestión pesquera evita incentivos negativos como los subsidios (Southall et al., 2017).

El Plan de Manejo de la pesquería de camarón de Suriname proporciona objetivos claros a largo plazo en relación con la explotación del recurso, manteniendo al mismo tiempo el objetivo de minimizar el impacto en el ecosistema. También busca mantener una activa participación de los usuarios y mejorar la cooperación entre la autoridad pública y el sector privado. El objetivo general es mantener la viabilidad económica de la pesquería, mejorar el bienestar de la comunidad pesquera y, al mismo tiempo, la rentabilidad de la gestión y el monitoreo, a través del involucramiento activo de las partes interesadas (Southall et al., 2011). El enfoque espacialmente explícito del proceso pesquero, con una clara delimitación espacial de la pesca de camarón, tiene un sustento ecológico y económico. La prohibición del arrastre a menos de 18 m de profundidad evita interacciones con la pesca artesanal y, al mismo tiempo, protege comunidades submareales sensibles, como los lechos de pastos marinos e importantes zonas de reproducción y forrajeo de peces juveniles e invertebrados (Southall et al., 2017). Willems et al. (2015a) señalaron asimismo que las concentraciones de camarón a profundidades mayores a la isobata de 30 m no resultan económicamente viables.

Aunque aún no se han realizado estudios socioeconómicos detallados para esta pesquería, los pescadores han informado del beneficio del nuevo Plan de Manejo Pesquero en la sostenibilidad y, por lo tanto, en la viabilidad económica de la actividad (Southall et al., 2017). Además, la reducida captura incidental ha mejorado las condiciones de trabajo (i.e., menos manipulación de la captura a bordo), lo cual aumenta los rendimientos económicos e incentiva el uso de artes de pesca con menos impacto.

3.2.4 Forzantes externos

Un forzante externo positivo que redundó en la mejora de la gestión y el cumplimiento de las regulaciones ha sido el proceso de certificación que concluyó en 2011. Algunas de las mejoras vinculadas a este proceso incluyen investigaciones adicionales sobre los posibles efectos a largo plazo del arrastre en hábitats bentónicos, la investigación sobre el papel de los camarones en el ecosistema como especies de bajo nivel trófico, y el fortalecimiento y la ejecución de un sistema de monitoreo eficiente de las regulaciones de manejo (Southall et al., 2017; Blyth-Skyrme y Tremblay, 2019).

Un forzante externo que afecta la productividad de estos recursos es el clima, el cual incide directamente en el reclutamiento y determina la fuerza relativa de las cohortes a ser explotadas en el corto plazo. Dado que la longevidad del camarón es menor a 2 años, esta variabilidad genera una pesquería cohorte-dominante. Por tanto, los puntos de referencia objetivo están ajustados con criterios precautorios, a efectos de mantener la biomasa a niveles sostenibles y minimizar efectos deletéreos a nivel ecosistémico, teniendo en cuenta el rol clave de la especie en la cadena trófica. En los últimos años se ha prestado especial atención a los impactos generados por las altas biomasas de sargazo en el desempeño pesquero, así como por el rol del cambio climático y su integración en los modelos pesqueros (CRFM, 2019).

3.3 CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS

La pesquería de camarón de Suriname ha sido manejada en forma sostenible desde sus inicios en los años 1990s, mediante un adecuado marco de gobernanza participativa canalizada a través de un Grupo de Trabajo que tiene representantes relevantes, incluyendo al gobierno y los usuarios del recurso. Dicho grupo funciona como plataforma para buscar el consenso sobre las medidas de gestión, su implementación y seguimiento, en un marco precautorio y adaptativo. La estrategia de manejo contempla aspectos espacialmente explícitos dirigidos a conservar el recurso y las comunidades faunísticas bentónicas y demersales (peces e invertebrados). Esta estrategia de manejo de espacios ha permitido evitar interdependencias tecnológicas con la pesquería artesanal desarrollada a profundidades inferiores a 18 m.

El manejo de la pesquería de camarón de Suriname incluye puntos de referencia objetivo y HCR ajustados con criterios precautorios a efectos de mantener la biomasa a niveles sostenibles (i.e., BMRS). Desde un punto de vista ecosistémico, el uso obligatorio de BRD y TED ha minimizado el impacto de la pesca en el ecosistema, al reducir la captura incidental y descartes que incluyen especies categorizadas como sensibles por UICN. El sistema de MCV es eficaz, empleándose el VMS en tiempo real. El sistema de información integral incluye el registro de estadísticas básicas de la especie objetivo y de aquellas capturadas incidentalmente (retenidas y descartadas), las cuales se cuantifican a bordo y se verifican una vez desembarcadas. La información es registrada en el Departamento de Pesca para monitoreo y evaluación. Los observadores a bordo y los reportes de las plantas de procesamiento aumentan la consistencia al esquema de MCV.

La pesquería constituye un ejemplo de cómo desarrollar un EEP en un recurso costero. Como resultado de su Plan de Manejo y del desempeño pesquero sustentado en buenas prácticas, así como en la calidad y cantidad de información recabada desde sus inicios, esta pesquería ha logrado el reconocimiento a nivel nacional e internacional, incluyendo su certificación por el MSC desde 2011. La certificación ha desempeñado un papel clave en la implementación de un EEP. En este contexto, dicha experiencia ha sido tomada en consideración por la pesquería homóloga desarrollada en Guyana, la cual ha sido certificada por el MSC en 2019 por cinco años (Southall et al., 2019). En el futuro sería adecuado ampliar la escala espacial de análisis para desarrollar evaluaciones conjuntas de ambas pesquerías (Blyth-Skyrme y Tremblay, 2019; CRFM, 2019). Tal como se mencionó anteriormente, la pesca del camarón se desarrolla dentro de un gran ecosistema marino de plataforma, por lo cual se esperan altos niveles de conectividad entre stocks. Este contexto ecológico sugiere desarrollar esquemas de gestión conjunta.

Se requiere más información para profundizar en el rol del camarón en la dinámica del ecosistema. El rol clave de la especie en la trama trófica, que genera un modelo de cintura de avispa, sugiere la necesidad de evaluar si la tasa de explotación basada en la HCR afecta la trama trófica, o si podrían requerirse medidas adicionales de control de la captura. Se ha recomendado cumplir con la HCR precautoria actual en base a evaluaciones periódicas del stock (Willems, 2016). También en un contexto ecosistémico, la captura incidental de especies comerciales de menor tamaño y los elasmobranquios siguen siendo una preocupación (Willems et al., 2015b; Willems, 2016). Esto sugiere la necesidad de continuar con el desarrollo de aproximaciones experimentales dirigidas a optimizar las artes de pesca para reducir aún más la captura incidental y minimizar las consecuencias ecológicas y socioeconómicas de dicha captura (Willems, 2016).

El Plan de Manejo contempla aspectos batimétricos en las características operativas de la pesquería y deberá seguir minimizando la probabilidad de ocurrencia de interdependencias tecnológicas con la pesquería artesanal. Ésta constituye una de las pocas ocupaciones rentables e involucra unas 500 barcas que sostienen a un gran número de familias, proporcionando además un complemento de la dieta alimentaria a la población rural (Hornby et al., 2015). En este sentido, la plena representación de la pesca artesanal en el Grupo de Trabajo (ver Figura 3.3) minimiza la posibilidad de ocurrencia de externalidades entre dichas flotas.

4. La anchoíta Engraulis anchoita de Argentina

4.1 EL RECURSO Y SU PESQUERÍA

La anchoíta Engraulis anchoita es un pequeño pez pelágico que se distribuye desde Río de Janeiro (Brasil, 23ºS) hasta el Golfo San Jorge (Argentina, 47ºS), en un amplio rango de profundidad que abarca desde aguas relativamente someras (< 30 m) hasta 500 m (Hansen, 2004). E. anchoita es el recurso pelágico más abundante del Océano Atlántico Sudoccidental (Írea FAO 41), con una biomasa máxima estimada de 4,5 millones t en toda su área de distribución (Pastous-Madureira et al., 2009). Se encuentra en estratos de agua intermedios o superiores, forma grandes cardúmenes durante el día y se dispersa por la noche en la superficie para alimentarse (Hansen y Madirolas, 1996). La especie tolera amplios rangos de salinidad (14-35) y temperatura (8-23ºC), haciendo que la convergencia de las corrientes de Brasil y Malvinas/Falkland en particular y los sistemas frontales en general, resulten ambientes propicios para su alimentación, crecimiento y sobrevivencia (Marrari et al., 2013; De Macedo-Soares et al., 2014; Do Souto et al., 2018).

El desove se concentra en áreas costeras, con las densidades de huevos y larvas más altas entre 36ºS y 39ºS, en especial a salinidades superiores a 25 (Prenski et al., 2011). Las abundancias máximas de huevos y larvas de anchoíta ocurren en áreas costeras asociadas con altas densidades de copépodos y otros componentes del zooplancton. Resalta su estrecha asociación con las aguas del Río de la Plata, que dan lugar a marcados gradientes horizontales y verticales que varían en espacio y tiempo y proveen fuentes de alimento y nutrientes que sustentan una alta producción (Costa et al., 2016). La anchoíta alcanza una talla máxima de unos 200 mm de longitud total y una edad máxima de unos 7-8 años para el stock bonaerense y 4 años para la unidad de manejo de Brasil (Pájaro, 2002; Carvalho y Castello, 2013).

Se ha postulado la existencia de tres stocks o grupos poblacionales: (1) sudeste de Brasil (al norte del Cabo Santa Marta Grande, 28ºS); (2) sur de Brasil, Uruguay y Provincia de Buenos Aires (entre 28ºS y 41ºS); y (3) Patagónico (41ºS a 47ºS). A efectos de administración pesquera, se han definido tres unidades de manejo diferentes (CTMFM, 2017, Figura 4.1a): (1) la brasileña; (2) la correspondiente a la Zona Común de Pesca Argentino-Uruguaya (ZCPAU) y al litoral y plataforma bonaerense (34ºS-41ºS); y (3) la de la plataforma patagónica (41ºS-47ºS). Existirían diferencias demográficas entre poblaciones desovantes de E. anchoita en la plataforma continental brasileña entre 20ºS y 32ºS, con un corte en 28ºS (Carvalho y Castello, 2013), si bien es administrada como una única unidad de manejo (CTMFM, 2017). El grupo de edad 3 ha sido el más importante en la pesca comercial argentina, alcanzando valores superiores a 40 por ciento del total desembarcado, tanto en número como en biomasa (Hansen y Garciarena, 2013). Sin embargo, en los últimos años, el grupo de edad 2 ha predominado en los desembarques de la flota que opera en el efectivo bonaerense, mientras que la edad 3 predomina en los desembarques del stock patagónico (Garciarena, Orlando y Buratti, 2020).

En invierno, la población adulta del stock bonaerense se concentra en la ZCPAU (Figura 4.1b), con una biomasa total estimada entre 1 y más de 5 millones t (Hansen y Madirolas, 1996). La biomasa desovante de este sub-stock fue estimada en 1,4 millones t (Prenski et al., 2016). La flota argentina ha sido históricamente la principal responsable de la mayoría de los desembarques (Garciarena et al., 2007), siendo el stock bonaerense el más relevante desde un punto de vista pesquero. Dicha población es capturada en distintos ámbitos jurisdiccionales, incluyendo la ZCPAU, la Zona Económica Exclusiva de Argentina entre 39º y 41ºS, y las 12 mn de aguas costeras de la provincia de Buenos Aires, adyacentes a la ZCPAU (CTMFM, 2017). Sin embargo, en el año 2019 fue mayor el desembarque de anchoíta patagónica (Garciarena, Orlando y Buratti, 2020). Las capturas se desembarcan en su casi totalidad en el puerto de Mar del Plata. Este recurso pesquero ha sido considerado históricamente subexplotado. Desde 2007 no se han registrado capturas significativas en Uruguay (Figura 4.2) o Brasil. En éste, la explotación es incipiente, aunque se estima que hasta 135 000 t de anchoíta podrían capturarse en la costa sur de Brasil (Pastous-Madureira et al., 2009; Carvalho y Castello, 2013), constituyendo una promisoria alternativa pesquera (Barbosa y Abdallah, 2017).

En Argentina, los volúmenes de desembarque han sido muy variables en el tiempo como resultado de fluctuaciones de la demanda internacional (Prenski et al., 2016). El análisis de largo plazo muestra una fase de desarrollo que se extiende hasta los primeros años del presente siglo, con valores entre 10 000 y 20 000 t, seguida de una fase de expansión hasta llegar a 35 000 t en 2004 (Figura 4.2), año en el cual la flota de altura pescó casi 30 000 t. A partir de 2005 los desembarques disminuyeron, alcanzando 8 505 t en 2018 (Figura 4.2).

Al comienzo de la explotación comercial y hasta hace dos décadas, la anchoíta fue capturada por pequeñas embarcaciones denominadas “Rada” o “Ría”, con una eslora de hasta 9 m y 200 hp, que emplean en su mayoría redes de cerco (Prenski et al., 2011, 2016). La flota estaba originalmente compuesta por más de 100 embarcaciones que operaban en aguas costeras a 30 mn del puerto de Mar del Plata, aumentando el esfuerzo de pesca en primavera durante la temporada reproductiva extendida principalmente entre setiembre y diciembre (Hansen, 2004). La demanda creciente del mercado internacional a principios de la década de los 1980s promovió la introducción de embarcaciones tanto costeras (valores medios: eslora 21 m y 467 hp) como de altura (28 m y 706 hp), equipadas con redes de arrastre de media agua y equipos de refrigeración. Estas embarcaciones están dirigidas a cardúmenes de anchoíta que se desplazan desde la plataforma intermedia hacia zonas costeras, debido a condiciones ambientales propicias para su alimentación y reproducción (Díaz et al., 2016; Do Souto et al., 2018). Así, la participación de embarcaciones de Rada o Ría disminuyó significativamente (Figura 4.3), desembarcando menos del 3 por ciento del total a partir de 2004 (Figura 4.4). Tanto los fresqueros de altura como los de Rada o Ría han tendido a disminuir en el tiempo, mientras que los costeros se han mantenido en un número de barcos cercano a 20 (Figura 4.3). La flota costera aumentó su participación en los desembarques de 2 por ciento en 1989-1991 a 41 por ciento entre 2005 y 2015, sucediendo algo similar con la flota de altura, la cual representó un 58 por ciento del desembarque total anual entre 2005 y 2015 (Prenski et al., 2016). En la última década, más del 95 por ciento de los desembarques fueron realizados por las flotas de altura y costera, en su enorme mayoría en el puerto de Mar del Plata (CTMFM, 2017). En 2018 operaron unas 41 embarcaciones en la pesquería de anchoíta bonaerense, de las cuales 8 fueron fresqueros de altura, 19 costeros y 14 de Rada o Ría (Garciarena, Orlando y Buratti, 2019).

La pesquería tiene un fuerte componente estacional: las principales capturas se efectúan entre agosto y noviembre, en estrecha relación con las condiciones ambientales (CTMFM, 2017). La temporada de pesca comienza por lo general en invierno en aguas de la ZCPAU, y en primavera el stock migra al sur, en aguas argentinas, concentrándose la flota en mayor número conforme avanza la temporada. Primavera y otoño son más propicias para la sobrevivencia larvaria, mientras que invierno es la estación más desfavorable (Do Souto et al., 2019).

Aunque la mayor parte de la producción mundial de este tipo de recursos pelágicos se utiliza para alimento animal, en forma de harina de pescado (Pastous-Madureira et al., 2009), la producción de anchoíta en Argentina está destinada al consumo humano, habiendo sido prohibida su reducción industrial en la Provincia de Buenos Aires (Resolución 9/04 SSAP) (Prenski et al., 2016). Más del 80 por ciento de la producción anual se exporta y el porcentaje restante se comercializa en el mercado interno (PérezRamírez et al., 2016), incluyendo pequeñas cantidades vendidas como carnada a los pescadores locales (Prenski et al., 2011). Los principales destinos de exportación son España, Estados Unidos de América, Marruecos, Perú, Francia y China (PérezRamírez et al., 2012, 2016), incluyendo una diversidad de productos: entero, filetes secos, conservas, eviscerado y descabezado (H&G) en salmuera, constituyendo este último la principal manufactura de exportación (CTMFM, 2017). Las exportaciones han declinado en el tiempo: su valor FOB disminuyó casi a la mitad entre 2011 (USD 27 582 401), año de certificación del producto por parte del Marine Stewardship Council (MSC) y 2015 (USD 14 525 000) (CTMFM, 2017). En Brasil, las capturas incipientes tienen como cometido la canalización del producto para consumo doméstico, aunque unas 100 t son capturadas para su uso como carnada en la pesca de atún (Kirchner, Ríos y Cruz, 2019).

4.2 EL ENFOQUE ECOSISTéMICO EN LA PESQUERÍA DE ANCHOÍTA

La pesquería de anchoíta en su componente bonaerense cumple con los criterios definidos para un enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) (ver Capítulo 1). En tal sentido, incluye sistemas transparentes de evaluación del recurso bajo un marco definido de gobernanza, con medidas de manejo alineadas con criterios ecosistémicos que aportan una visión holística y comprehensiva del sistema social-ecológico (SES). Esto se ve reflejado en indicadores y puntos de referencia claramente establecidos, así como un marco de monitoreo, control y vigilancia (MCV) del proceso pesquero en todas sus fases. El stock ha sido manejado en forma eficaz y se considera que existe amplio margen para incrementar la producción. Como resultado de lo anterior, la pesquería de anchoíta bonaerense con red de media agua ha sido certificada internacionalmente por el MSC desde el año 2011 (Figura 4.2) y re-certificada en 2016 hasta el año 2021 (Pérez-Ramírez et al., 2016; Prenski et al., 2016). En esta sección se aportan detalles que sustentan estos aspectos.

4.2.1 La especie objetivo: evaluación, gobernanza y manejo

Una fracción considerable de la pesquería de anchoíta bonaerense se desarrolla en la ZCPAU, donde la evaluación del recurso y la definición de las medidas de manejo son establecidas por la Comisión Técnica Mixta del Frente Marítimo (CTMFM) como órgano de gobernanza de carácter binacional (Argentina y Uruguay). Cuando la pesca se realiza en el Mar Argentino, las decisiones de manejo recaen en el Consejo Federal Pesquero (CFP) de Argentina, las cuales buscan guardar consonancia con aquellas implementadas en la ZCPAU. Las flotas pesqueras que operan dentro de la ZCPAU deben cumplir con las regulaciones estipuladas por la CTMFM, así como por las de cada país (Pájaro et al., 2009; Prenski et al., 2011). Las resoluciones de manejo son publicadas en los sitios web de CTMFM y CFP (CTMFM, 2017). El Plan de Manejo de la pesquería para la ZCPAU estuvo en proceso de discusión (Hansen et al., 2016). La estructura del sistema de gobernanza en las flotas que operan en el Mar Argentino está formada por un sistema de gestión conformado por la Comisión de Análisis y Seguimiento de las Pesquerías de Especies Pelágicas. Dicha Comisión está integrada por representantes de la autoridad de aplicación, INIDEP, provincia de Buenos Aires, provincia de Chubut y un representante de cada una de las cámaras que reúnen a las compañías autorizadas para la captura de especies pelágicas. La Comisión incluye procesos periódicos de consulta para la toma de decisiones y considera información relevante de las principales partes afectadas, incluido el conocimiento local. En el ámbito de las actividades pesqueras realizadas en aguas de la ZCPAU, la CTMFM toma decisiones de manejo en consulta previa con las autoridades de aplicación respectivas de Argentina y Uruguay. Dichas medidas de manejo están de acuerdo con recomendaciones de sus organismos técnicos (compuestos por investigadores de los institutos de investigación pesquera de ambos países) y con aquellas de miembros asesores del sector privado de ambos países.

El stock de anchoíta bonaerense se evalúa con frecuencia y las capturas están bien monitoreadas. Las evaluaciones directas de stock se basan en campañas de investigación periódicas e independientes de la pesquería basadas en métodos acústicos (Pájaro et al., 2009). Las medidas de manejo (que no están incluidas en un único Plan de Manejo en sentido estricto, Hansen et al., 2016) incluyen la estimación de la captura total permisible (CTP) y puntos biológicos de referencia basados en estimaciones anuales de biomasa (Hansen et al., 2010). Los puntos biológicos de referencia objetivo y límite, se establecen a partir de un análisis de biomasa desovante por recluta. El punto biológico de referencia límite corresponde al 40 por ciento de la biomasa reproductiva virgen. En 2015, la Biomasa Reproductiva Límite fue estimada en 320 000 t, mientras que la Biomasa Reproductiva Objetivo (correspondiente al 66 por ciento de la biomasa reproductiva virgen) fue 529 000 t. La biomasa reproductiva virgen en el año 2015 fue estimada en 835 000 t, muy por encima de ambos puntos biológicos de referencia (Hansen et al., 2015). Las recomendaciones de captura se establecen de manera que el riesgo de que el stock caiga por debajo del punto de referencia límite sea inferior al 10 por ciento. En 1994, el CFP estableció una CTP de 120 000 t que se mantiene a la fecha (Prenski et al., 2016). Sin embargo, las capturas han estado históricamente muy por debajo de la CTP, variando entre el 0,5 y 3,5 por ciento de la biomasa total del stock, debido principalmente a las limitaciones del mercado (Prenski et al., 2016). Así, la captura promedio entre 2011 y 2015 fue cercana a 18 000 t (rango 14 000-26 000 t), representando menos del 10 por ciento de la CTP (CTMFM, 2017). Estos niveles de captura son consistentes con un enfoque precautorio, especialmente considerando la incertidumbre relacionada con el papel clave de esta especie en el ecosistema (discutidas en Hansen et al., 2016), así como por su sensibilidad a condiciones ambientales, propias de recursos pelágicos de este tipo. Otras regulaciones incluyen una talla mínima de captura de 120 mm, áreas cerradas a la pesca dentro de las 12 mn de la costa y solo pesca diurna (Disposición SSPyA 538/2006; Resolución CTMFM 14/2014 y Resolución CFP 7/2015).

La pesquería está sujeta a un esquema de licencias limitadas que impide el aumento del esfuerzo o la capacidad de pesca. La flota pesquera argentina explota la anchoíta fundamentalmente durante 4 meses del año, cambiando a otras especies objetivo el resto del año. En este contexto, el CFP establece cuotas de captura y licencias de pesca, tributos federales y aprobación de planes de investigación (Prenski et al., 2011). Además, el CFP tiene un mecanismo de disputa eficiente para contender con enfrentamientos entre las partes interesadas. Al respecto, el sistema de gobernanza cuenta con el respaldo y participación activa de la industria pesquera, la cual ha jugado un papel importante en los procesos de consulta dirigidos a establecer pautas de desarrollo, manejo y apoyo para los sistemas de evaluación del recurso e implementación de herramientas de MCV. Este proceso de consulta e interacción entre el gobierno y los usuarios ha generado un sólido esquema institucional que ha sido reconocido internacionalmente por medio de la certificación de la pesquería (Pérez-Ramírez et al., 2016).

Existen varios mecanismos de MCV y fiscalización (Figura 4.5), incluyendo un sistema de sanciones y procesamientos a infractores (e.g., multas y decomiso de capturas, buques y artes). Se aplica un sistema de información avanzado, así como el control mediante cámaras de video y el monitoreo en tiempo real a través del monitoreo satelital de embarcaciones (VMS). El tamaño de malla es controlado y regulado por inspectores a bordo, por la Prefectura Naval Argentina en su rol de policía auxiliar pesquera, y en los sitios de desembarque. Los desembarques se monitorean a través de la declaración de capturas y muestreos de desembarque. El descarte y la captura incidental (en especial la de anchoíta juvenil) se estiman a bordo de buques de investigación que utilizan artes de pesca similares a los de la flota comercial. Otros mecanismos de MCV incluyen requisitos de permisos de pesca, inspecciones de los buques y partes de pesca obligatorios (Prenski et al., 2011, 2016). Los datos de posicionamiento de la flota y los partes de captura y esfuerzo son cotejados con información derivada del VMS, de observadores a bordo y de muestreos de desembarques. Esto permite confirmar la precisión de los datos aportados, estableciéndose así una redundancia en las medidas de control dirigidas a consolidar buenas prácticas pesqueras. Estas herramientas están bien implementadas y son eficientes, no existiendo un incumplimiento sistemático u ocasional de las regulaciones vigentes.

4.2.2 Importancia de la especie en el ecosistema, descarte y su manejo

E. anchoita posee un rol ecológico clave, constituyendo una especie de bajo nivel en la cadena trófica debido a su historia de vida: se alimenta de plancton, posee corta vida, crecimiento rápido, maduración temprana, alta fecundidad, tamaño corporal pequeño y forma densos cardúmenes. Constituye el componente principal de la dieta de numerosos peces (muchos de ellos de gran importancia económica, como la merluza Merluccius hubbsi y el calamar Illex argentinus), aves (el pingüino Spheniscus magellanicus) y mamíferos marinos (e.g., lobo marino Arctocephalus australis) (Hansen, 2004; Skewgar et al., 2007). Por tanto, la anchoíta constituye un paso intermedio importante en el flujo de energía a través de la red trófica, dominando el nivel entre el zooplancton (al cual consume) y los predadores piscívoros (merluza) y topes (mamíferos marinos).

La anchoíta es un ítem alimenticio clave para la merluza, la cual ha constituido la pesquería principal de Argentina y Uruguay durante el siglo pasado y parte del presente. Sin embargo, de acuerdo con la tendencia decreciente de la biomasa y capturas de la merluza (Gianelli y Defeo, 2017), y dado que la captura anual de anchoíta es inferior a 10 000 t, la dinámica predador-presa y el impacto bidireccional de esta relación en la biomasa de cada componente sería de menor importancia. El aumento de la población de lobos marinos que se alimentan de la anchoíta indica un impacto poco probable de la pesquería en estos mamíferos. No obstante, existe cierta incertidumbre acerca del papel ecológico de la anchoíta en especies predadoras directas y en la dinámica del ecosistema en su conjunto (Hansen et al., 2016). No existen evaluaciones exhaustivas que resalten los efectos de los diferentes niveles de intensidad de pesca en la estructura y funcionamiento del ecosistema. Los niveles de captura actuales son bajos con respecto a la biomasa total de anchoíta, lo que sugiere que las actividades de pesca no comprometerían la integridad del ecosistema según los criterios explicitados por Smith et al. (2011) y Essington et al. (2015) para pelágicos pequeños como anchoíta. De todas maneras, la anchoíta, conjuntamente con la sardina fueguina (Sprattus fuegensis, ésta en aguas argentinas del Océano Atlántico sur), constituyen los elementos claves del nivel intermedio de la cadena trófica, lo que podría sugerir una estructura de la trama en forma de cintura de avispa (“wasp-waist”: Bakun, 2006). Esto tendría importantes connotaciones de manejo bajo un EEP, pues el colapso de una especie de nivel trófico bajo como la anchoíta en este tipo de estructura podría generar cambios drásticos, no solo a niveles tróficos superiores sino también inferiores en la cadena trófica.

La pesquería de anchoíta bonaerense argentina es altamente selectiva, y se enfoca en concentraciones de anchoíta o cardúmenes durante el día, no incidiendo en la captura de especies demersales. Las capturas se componen de anchoíta (95 por ciento), seguida de la caballa (Scomber colias), el surel (Trachurus lathami) y el pampanito (Stromateus brasiliensis) con el 3 por ciento (Prenski et al., 2016). Ninguna otra especie representa capturas significativas, incluyendo condrictios como tiburones y rayas (Prenski et al., 2016). En el caso de las aves, información provista por observadores a bordo entre 2011 y 2013 mostraron una captura total de 121 aves, para una tasa de mortalidad promedio de 0,55 aves/h por lance (Paz et al., 2018). Los procelariformes Ardenna spp. y Puffinus spp. y los pingüinos de Magallanes (Spheniscus magellanicus) fueron las principales especies capturadas. Las interacciones de las aves marinas con las embarcaciones y/o las artes de pesca ocurrieron en un 70 por ciento de las observaciones, y la mayoría de ellas representaron interacciones con la red (92 por ciento), aumentando en presencia de descartes y durante el proceso de virado (Paz et al., 2018). Debido al reducido esfuerzo ejercido por la flota de anchoíta, se considera que la mortalidad por pesca es menor en comparación con otras flotas y especies objetivo de otras pesquerías (Prenski et al., 2016).

Para minimizar las capturas incidentales y los descartes, la pesquería busca activamente cardúmenes de anchoíta, existiendo al respecto un sistema cooperativo de transferencia de información para localizar dichos cardúmenes. Se deben declarar las capturas y los desembarques de otras especies, incluyendo el surel (de baja importancia comercial) y otras especies ocasionales de la captura incidental. La combinación de medidas de gestión y regulación constituye una estrategia eficiente para gestionar y minimizar la captura incidental y los descartes (Prenski et al., 2016).

4.2.3 Bienestar social y económico

Argentina ha sido pionera en la captura y procesamiento de anchoíta, la cual se exporta principalmente como producto para el consumo humano. Más del 80 por ciento de esta producción es pescado salado, y el resto se prepara en base a productos con mayor valor agregado. Entre 2005 y 2011 Argentina exportó productos a base de anchoíta por un valor cercano a USD 27 millones, aunque han disminuido en el tiempo hasta alcanzar su valor más bajo en 2015 (5 074 t, equivalente a USD 14 525 000), debido a una retracción en la demanda del mercado internacional (Pastous-Madureira et al., 2009; CTMFM, 2017).

El sector pesquero en Argentina emplea unos 12 300 trabajadores, de los cuales unos 3 800 están empleados a bordo de barcos pesqueros, principalmente en buques factoría y en barcos de enfriamiento con hielo, como los empleados para la pesca de anchoíta. Aunque esta pesquería no es la más importante desde el punto de vista socio-económico, tiene potencial para incentivar el consumo de pescado y contribuir a la seguridad alimentaria. El consumo de anchoíta procesada o fresca pudiera cumplir ese papel no solo en Argentina, sino a nivel regional (Pastous-Madureira et al., 2009). En Brasil, la anchoíta se destina en su mayoría al consumo humano en el mercado doméstico, donde se ha implementado un programa de comidas escolares para incorporarla en su régimen alimentario (Carvalho y Castello, 2013). Los incentivos para la elaboración de productos a base de anchoíta para consumo humano pueden canalizarse a través de políticas públicas, generando beneficios sociales significativos. Dichos productos muestran resultados positivos en comparación con aquellos destinados para harina de pescado, sentando las bases para fortalecer el desarrollo de políticas de seguridad alimentaria en Argentina, Brasil y Uruguay (Carvalho y Castello, 2013).

4.2.4 Forzantes externos

Mercado

La magnitud de las capturas de anchoíta está supeditada a la demanda del mercado internacional. Tal como se mencionó anteriormente, las capturas de las flotas pesqueras que dirigen su esfuerzo a la anchoíta no superan el 10 por ciento de la CTP propuesta, lo cual se debe principalmente a las condiciones económicas y de mercado que regulan indirectamente la magnitud de la pesca (agente distal, ver Capítulo 1). Argentina ha sido pionero en el desarrollo de productos derivados de anchoíta para consumo humano, pero su capacidad de colocación en el mercado internacional se encuentra menguada por altos costos de extracción que lo colocan en desventaja competitiva. En efecto, las condiciones económicas que han afectado la pesquería residen en características inherentes del SES, incluyendo altos costos de combustible para las embarcaciones que hacen que el producto pierda ventaja competitiva frente a recursos pelágicos similares en el mercado global, y factores exógenos atribuibles a la demanda decreciente por parte del mercado internacional (Prenski et al., 2016). Esto ha llevado a que las capturas sean sensiblemente menores que la CTP propuesta. No se tiene información concreta acerca de los efectos de la certificación sobre la comercialización del recurso. Sin embargo, un análisis de percepciones mostró que el proceso fue positivo en cuanto a la expansión del mercado (otros destinos) y a la generación de un esquema participativo de gobernanza, de MCV y de desarrollo de investigaciones comprehensivas sobre diferentes aspectos del SES (Pérez-Ramírez et al., 2012).

Clima

Las poblaciones de E. anchoita en el Océano Atlántico Sudoccidental están relativamente menos expuestas a las fluctuaciones y variabilidad ambientales en comparación con otras especies de pelágicos pequeños a nivel mundial (Prenski et al., 2011). Por tales razones, la biomasa del stock desovante mostraría una menor variabilidad interanual en comparación con otras pequeñas especies pelágicas (Marrari et al., 2013). Sin embargo, su distribución está relacionada con condiciones oceanográficas específicas (Bakun y Parrish, 1991): varios estudios han demostrado los efectos de los cambios en la temperatura y salinidad en la disponibilidad de alimento y los efectos consecuentes en el reclutamiento y la supervivencia de las larvas. Marrari et al. (2013) investigaron la influencia de la variabilidad ambiental en el éxito reproductivo de la especie, utilizando 13 años de datos ambientales, incluyendo clorofila y composición del zooplancton. La dinámica de la clorofila, en especial su magnitud y el momento y la duración del bloom de primavera, fue un factor explicativo crítico de la variabilidad del reclutamiento de E. anchoita, ya que determina la disponibilidad de alimento para el desarrollo de larvas. En consecuencia, de manera similar a otros pequeños pelágicos (Checkley et al., 2017), el reclutamiento de E. anchoita es sensible a las condiciones ambientales (del Favero et al., 2018). La relación stock-reclutamiento en la anchoíta bonaerense indica que bajas biomasas del stock desovante pueden producir altos niveles de reclutamiento en presencia de condiciones ambientales favorables, y viceversa (CTMFM, 2017 y referencias contenidas en éste). Asimismo, la abundancia de huevos y larvas en el sudeste de Brasil se relacionó negativamente con la temperatura y la de larvas con la salinidad (del Favero et al., 2018). La abundancia de huevos fue mayor en condiciones de El Niño fuertes a moderados, aunque la fuerte variabilidad interanual en su abundancia y distribución enfatiza la importancia de realizar análisis de largo plazo que incluyan las condiciones ambientales como fuente de variación de la abundancia del reclutamiento.

La merma de los desembarques de anchoíta en los últimos años (Figura 4.2) podría explicarse no solo por la disminución de la demanda del mercado internacional, sino también por la disminución de las tallas más grandes preferidas por la industria pesquera (Orlando, Buratti y Garciarena, 2020). El análisis de los desembarques entre 1991 y 2019 ha mostrado una disminución de la talla individual y del peso por edad (Orlando, Buratti y Garciarena, 2020). Si bien aún se desconocen los principales factores de estos cambios, observaciones similares en peces pelágicos pequeños del hemisferio norte sugieren que podrían estar inducidos por efectos del clima en la productividad del zooplancton (Van Beveren et al., 2014; Saraux et al., 2019), aunque esta hipótesis requiere sustento científico adicional.

4.3 CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS

La pesquería de anchoíta constituye un ejemplo de un recurso manejado a niveles biológicamente sostenibles bajo iniciativas de gestión coherentes con un EEP. Éstas incluyen aproximaciones robustas bajo una perspectiva uniespecífica (evaluaciones y estimaciones conservadoras de CTP, puntos de referencia y herramientas operacionales de manejo) y ecosistémica (análisis y control de descartes), amparadas por un sistema de manejo y modo de gobernanza participativo promovido con consultas a los actores principales del sistema pesquero. Las capturas limitadas, muy por debajo de la CTP estipulada históricamente, obedecen a limitantes económicas dadas por altos costos operativos y una demanda internacional decreciente. Éste es un claro ejemplo de una pesquería bien manejada donde los forzantes externos (mercado como agente distal) juegan un rol sustancial en la dinámica del SES pesquero.

La estrategia de captura basada en las regulaciones mencionadas ha funcionado adecuadamente, particularmente en un contexto donde la demanda de mercado parece ser el factor principal que influye en los desembarques de anchoíta. El enfoque de manejo y gobernanza a escala regional (CTMFM de Argentina-Uruguay) y local (CFP argentino) ha sido efectivo para la gestión del recurso. El EEP ha sido implementado en la práctica bajo un marco precautorio, tomando en cuenta, entre otros aspectos, los siguientes:

1. Las recomendaciones técnicas derivadas de las evaluaciones de stock independientes de la pesquería (e.g., acústicas), que suponen propuestas conservadoras de CTP. En este sentido, los estudios disponibles sugieren que el stock de anchoíta bonaerense ha sido históricamente capturado entre el 0,5 y 3,5 por ciento de la biomasa total, y por lo tanto con efectos potencialmente mínimos sobre el ecosistema.

2. La prohibición del uso de la anchoíta para la producción de harina de pescado u otros productos no destinados al consumo humano en la Provincia de Buenos Aires. Esta prohibición, junto con un mercado global restringido de productos de anchoíta para consumo humano (en comparación con el de harina y aceite de pescado), ha limitado los niveles de explotación del recurso. La CTMFM no prohíbe la producción de harina de pescado, pero tiene una clara intención política de desalentar dicha producción.

Aunque la anchoíta bonaerense puede considerarse subexplotada, distintos motivos ameritan mantener un criterio precautorio (Hansen et al., 2016). Existe incertidumbre en cuanto a la respuesta del stock frente a potenciales incrementos del esfuerzo pesquero debidos a un eventual aumento en la demanda del producto, o bien frente a variaciones drásticas en la biomasa de sus principales predadores. La disminución de la talla individual (Orlando, Buratti y Garciarena, 2020) ha generado el predominio de los grupos de edad menores y por tanto de tallas no deseadas para el consumo humano, determinando otra fuente de incertidumbre. Se considera importante desarrollar estudios sobre el rol de la especie en el ecosistema y sobre la dinámica de relaciones predador-presa, a efectos de recomendar niveles de captura precautorios que vayan más allá de aquellos estimados por modelos de evaluación directos (Hansen et al., 2016). Smith et al. (2011) sugieren que las especies clave de bajo nivel trófico, como E. anchoita, deben ser mantenidas en un 75 por ciento de su biomasa virgen para evitar comprometer la estructura y el funcionamiento del ecosistema, sobre todo minimizando el efecto de la pesca en los predadores piscívoros (merluza) y tope (aves y lobos marinos). Si bien la Biomasa Reproductiva Objetivo corresponde al 66 por ciento de la biomasa reproductiva virgen, ésta siempre se ha mantenido muy por encima de ambos valores (66 por ciento y 75 por ciento), brindando solidez al marco de manejo.

Se debe considerar en el futuro el efecto de las condiciones ambientales y de mercado en las proyecciones de las capturas. Si bien la estrategia de captura es precautoria, las razones principales que sustentan una baja mortalidad por pesca son de tipo económico. Por tanto, las reglas de control de la captura podrían verse modificadas en caso de un aumento en la demanda del mercado o en escenarios de baja productividad del recurso, asociada a condiciones ambientales desfavorables. El desarrollo de modelos dirigidos a evaluar la importancia trófica de la especie minimizaría el riesgo de que estos forzantes afecten la sustentabilidad de la pesquería. Esto cobra importancia si se considera una eventual estructura de la trama trófica en forma de cintura de avispa (Bakun, 2006; referencias adicionales en Do Souto et al., 2019), lo cual tiene implicancias directas en niveles tróficos superiores e inferiores de la cadena trófica.

Más allá de que el stock se encuentra en condiciones saludables y que su sustentabilidad ha sido reconocida a través de esquemas internacionales de certificación, se ha objetado la ausencia estructural de un Plan de Manejo para la ZCPAU como elemento clave de un EEP (Hansen et al., 2016). Dicho Plan de Manejo estaría dirigido a (Hansen et al., 2016): (1) definir los objetivos que se pretenden alcanzar mediante el manejo de la pesquería en la ZCPAU; (2) sistematizar la recolección de información básica y diseñar campañas de evaluación de los stocks; (3) definir estrategias de explotación de acuerdo al estado del stock, incluyendo Reglas de Control de Capturas y determinación de Puntos de Referencia; y (4) proponer medidas de manejo para implementar la estrategia de explotación seleccionada. Este Plan de Manejo para la ZCPAU será necesario frente a eventuales cambios en el mercado, en las políticas nacionales respecto al uso del recurso o bien en las condiciones ambientales (e incluso cambio climático), que puedan afectar su disponibilidad para las flotas. En este sentido, un plan de manejo binacional cobra vigencia en caso de que Uruguay desarrolle una pesquería dirigida a explotar el recurso en la ZCPAU.

5. La almeja amarilla Mesodesma mactroides de Uruguay

5.1 LA PESQUERÍA: CARACTERÍSTICAS BáSICAS Y TENDENCIAS HISTóRICAS

En Uruguay, las pesquerías artesanales o de pequeña escala proporcionan una fuente importante de ingresos para las comunidades pesqueras costeras y rurales. Dichas pesquerías incluyen la explotación de una gran variedad de recursos en sistemas continentales, estuarinos y marinos. Los peces de agua dulce y marino-estuarinos dominan las capturas, aunque también se explotan invertebrados (Defeo et al., 2011).

El Plan Nacional de Desarrollo Pesquero de Uruguay, elaborado a inicios de los años 1970s, estuvo orientado al desarrollo de la flota industrial, de la infraestructura portuaria y del parque industrial, con el objetivo primordial de explotar recursos demersales con el uso de redes de arrastre de fondo. Como consecuencia de dicho Plan, entre 1975 y 1981 los desembarques pesqueros se incrementaron alrededor de un 600 por ciento. El sector pesquero pasó de contribuir con el 0,13 por ciento del PIB en 1975 a un máximo de 0,61 por ciento en 1985, constituyendo el incremento más alto de la economía uruguaya durante los 1980s. En la actualidad, las capturas por parte de la flota industrial han disminuido sistemáticamente, como resultado de: (1) una merma en los recursos demersales tradicionalmente explotados; (2) el envejecimiento de la flota; y (3) la retracción de mercados claves (Gianelli y Defeo, 2017). La flota artesanal ha seguido una tendencia contraria, con capturas que aumentaron de 3 000 t en el 2002 a 14 000 t en el 2018, pasando a representar del 2 por ciento al 22 por ciento de las capturas de Uruguay. El número de embarcaciones se incrementó en más de 10 veces con respecto a la flota industrial (que ha disminuido notoriamente), llegando a más de 660 barcas artesanales en 2018 (Boletín Estadístico Pesquero, 2019). En las últimas décadas, el número promedio de pescadores artesanales ha sido cercano a 1 200, y la captura promedio por fuente de empleo generada por este subsector ha sido unas 30 veces superior con respecto a la industrial, resaltando su crítica importancia socioeconómica (Defeo et al., 2011).

Una de las especies artesanalmente explotadas en Uruguay es la almeja amarilla Mesodesma mactroides (= Amarilladesma mactroides), bivalvo infaunal sedentario distribuido en playas arenosas templado-cálidas de la costa atlántica de América del Sur, desde Brasil (24º S) hasta Argentina (41º S) (McLachlan y Defeo, 2018). Esta especie de corta vida (<4 años: Defeo, Ortiz y Castilla, 1992) se explota de forma comercial o recreativa (palas y recolección manual) en playas de arena de Brasil, Uruguay y Argentina. En Uruguay, la pesca comercial ocurre a lo largo del tramo de 22 km de playa desde Barra del Chuy hasta La Coronilla, en el NE de la costa (Figura 5.1, Cuadro 1.2) (Defeo, 1989).

La extracción comercial de almeja amarilla tuvo una fase de desarrollo inicial entre 1960 y 1980 bajo un régimen de acceso abierto, seguida de una fase expansiva de extracción (1980-1985). En esta etapa se comenzaron a recopilar estadísticas pesqueras confiables (Figura 5.2). Las capturas aumentaron de 62 t en 1981 a 219 t en 1985, disminuyendo drásticamente en 1986 (102 t) y alcanzando solo 11 t en el primer trimestre de 1987 (Castilla y Defeo, 2001), en forma concurrente con la disminución de la captura por unidad de esfuerzo (CPUE) y de los retornos económicos (Defeo et al., 2016). Esto llevó a una clausura pesquera desde abril de 1987 hasta noviembre de 1989 (Castilla y Defeo, 2001). En 1987 se estableció un sistema informal de co-manejo entre el Instituto Nacional de Pesca (actual Dirección Nacional de Recursos Acuáticos: DINARA), la comunidad pesquera y la Sub-Prefectura, quienes consensuaron procedimientos de monitoreo, control y vigilancia (MCV) (Defeo, 1989, 1996). Dos años más tarde, las evaluaciones directas de stock (detalles de la metodología en Defeo, 1996) mostraron que la abundancia de almeja adulta había aumentado más de un 400 por ciento con respecto al período previo, lo cual llevó a la reapertura de la pesquería en diciembre de 1989. Dicha reapertura incluyó la continuación del régimen de co-manejo de facto, así como la implementación de varias estrategias de manejo bajo un esquema precautorio, incluyendo una talla mínima, un sistema de rotación de áreas de pesca y una captura total permisible (CTP). Dicha CTP era distribuida en cuotas individuales asignadas a pescadores locales, cuyo número fue determinado en base a un beneficio económico mínimo potencial de dos veces el salario mínimo nacional (Defeo, 1989, 1996).

La reapertura pesquera dio lugar a tendencias positivas en diferentes indicadores, incluyendo una duplicación de la CPUE con respecto a los años previos al cierre, un aumento de los ingresos económicos y la estabilización de las capturas en unas 50 t anuales entre 1990 y 1993 (Figura 5.2) (Defeo et al., 2016). Esta fase pesquera duró hasta fines de 1994, cuando mortandades masivas diezmaron a las poblaciones de M. mactroides en todo su rango de distribución (Ortega et al., 2012, 2016), lo cual condujo al cierre inmediato de la pesquería. Entre las causas más factibles de estas mortandades, se considera el aumento de largo plazo en la temperatura superficial del agua de mar (SST por sus siglas en inglés) y factores relacionados con dicho aumento (Ortega et al., 2012, 2016; Defeo et al., 2013). El recurso no fue ni resistente ni resiliente a dicho impacto, lo cual llevó a un cierre pesquero de 14 años (casi 4 veces la longevidad de la especie) entre 1994 y 2008. La pesquería aún se encuentra cerrada en Brasil y Argentina. El cierre de la pesquería causó desempleo, y los pescadores respondieron diversificando sus medios de vida en otros sectores de la economía local, tales como construcción y agricultura (Guillotreau et al., 2017; Defeo et al., 2018).

La pesquería fue reabierta en la temporada estival 2008-2009, una vez que el stock mostró signos de recuperación (Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018). Las evaluaciones directas mostraron que, si bien la abundancia del stock comercializable aumentó con respecto a la clausura pesquera, nunca alcanzó los niveles anteriores a la mortandad masiva (Figura 5.2). Durante el período 2008-2018, los desembarques se mantuvieron por debajo de 10 t/año, y la cuota de captura anual, establecida en forma precautoria en base a estimaciones de abundancia, fue rara vez alcanzada (Gianelli, Ortega y Defeo, 2019). En esta fase, la pesquería operó bajo un nuevo marco de institucionalización que promovió un enfoque ecosistémico de la pesca y un esquema formal de co-manejo (Gianelli et al., 2018). Esta fase es desarrollada en la próxima sección.

5.2 CAMBIOS EN EL SISTEMA SOCIAL-ECOLÓGICO: FACTORES DESENCADENANTES Y TRANSICIÓN AL EEP

El análisis de la pesquería a partir del marco de transformación del sistema social-ecológico (SES) descrito en el contexto de Teoría de Cambio (Moore et al., 2014) permitió identificar los desencadenantes del cambio y los procesos asociados (ver Introducción).

Un cambio en la administración uruguaya en 2005 generó una ventana de oportunidad para la innovación en la política pesquera (Figura 5.3). El marco institucional previo no había logrado la óptima utilización de los recursos pesqueros, ni tampoco el desarrollo sustentable del sector. A partir del año 2005, Uruguay comenzó el desarrollo de una estrategia institucional dirigida a generar una política de largo plazo en la gestión de sus recursos pesqueros. En este contexto, la DINARA elaboró el Programa de Gestión Pesquera, para el cual contó con la FAO como agencia de implementación (Proyecto UTF/URU/3102/URU). Su objetivo general consistió en desarrollar un plan dirigido a explotar los recursos pesqueros de Uruguay de forma sostenible y sustentable. Un objetivo del Programa fue sentar las bases para desarrollar una estrategia de Estado para el sector pesquero, elaborada en forma participativa, con dos objetivos específicos: (1) implementar un marco político y estratégico integrado para el sector, con el fin de mejorar la institucionalidad pesquera y el manejo de los recursos; y (2) proporcionar mecanismos para una efectiva aplicación de la normativa pesquera, mediante la elaboración de una nueva Ley de Pesca y Acuicultura. A tales efectos, se generó un amplio proceso participativo con los actores relacionados directa o indirectamente con el sector pesquero. Dicho proceso se materializó en 2013, cuando se aprobó la Ley de Pesca Responsable y Fomento de la Acuicultura (en adelante Ley de Pesca: Figura 5.3).

El gobierno uruguayo dio prioridad estratégica al subsector pesquero artesanal y promovió el desarrollo de políticas de alto nivel. Así, otro de los objetivos claves del Programa de Gestión Pesquera fue el reordenamiento de la pesca artesanal, incluyendo la implementación de una nueva estructura de gobernanza y manejo. Para dicho subsector, dos de los objetivos más importantes fueron: (1) el desarrollo de capacidades y el empoderamiento de los pescadores a través de la institucionalización del co-manejo como modo de gobernanza; y (2) la implementación de principios ecosistémicos para su manejo (Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018). Tomando estos dos elementos como estratégicos en el posicionamiento del subsector, la coyuntura política alentó el desarrollo del proyecto “Ensayo piloto de un enfoque de ecosistemas para la pesca costera de Uruguay” para el período 2008-2013, financiado por el Fondo para el Medio Ambiente Mundial, implementado por la FAO y ejecutado por DINARA (Defeo, 2015). A tales efectos, el gobierno uruguayo seleccionó cuatro pesquerías como sitios piloto para implementar el enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) siguiendo criterios científicos, sociales y políticos, que incluyeron: (1) la disponibilidad de datos históricos a largo plazo y factibilidad de recopilar información de fuentes primarias y secundarias para evaluar el desempeño de un Plan de Manejo; (2) el nexo histórico de las comunidades pesqueras locales con la DINARA, así como sus tradiciones y cohesión social; y (3) la importancia estratégica del sitio y su pesquería desde un punto de vista social.

Una de las pesquerías seleccionadas por el gobierno fue la de almeja amarilla. La comunidad pesquera local deseaba comprometerse con la política emergente y, por lo tanto, se convirtió en el primer grupo organizado del país en implementar el modelo, teniendo en cuenta las tradiciones locales y la relación de largo plazo entre los pescadores, la DINARA y el sector académico. Los procesos sociales, incluidos el aprendizaje y la comunicación entre pescadores y científicos (que se había mantenido durante los 14 años de clausura pesquera) fueron claves en la selección de la pesquería (Pittman et al., 2019).

5.3 INSTITUCIONALIZACIÓN DEL EEP Y SU IMPACTO EN EL SISTEMA SOCIAL-ECOLÓGICO

5.3.1 Gobernanza y manejo

El marco normativo aprobado a fines de 2013 permitió sentar las bases para una transformación de la gobernanza a escala nacional (Defeo, 2015). La participación activa de los actores relevantes del subsector artesanal proporcionó elementos consensuados para la adopción de un EEP y la implementación de un co-manejo consultivo como modo de gobernanza. En el caso de la almeja amarilla, las iniciativas gubernamentales se utilizaron para reconstruir, innovar y aplicar los nuevos enfoques institucionales y de manejo (Defeo et al., 2018). Los elementos críticos fueron el reconocimiento: (1) del agotamiento del stock después de las mortandades masivas, que determinó una clausura pesquera prolongada; y (2) de la exitosa experiencia del co-manejo de facto desarrollada entre 1989 y 1994, previo a la ocurrencia de las mortandades masivas, que fue clave en el fomento de prácticas de gobernanza y manejo.

El mecanismo formal para la participación de la comunidad pesquera de almeja amarilla fue operacionalizado a través de dos órganos anidados de toma de decisiones: la Asamblea de Pescadores y el Consejo Local de Pesca (CLP), siendo este último explícitamente reconocido en la Ley de Pesca de 2013 como la herramienta formal para involucrar a las comunidades locales en la toma de decisiones. A través de la Asamblea de Pescadores se eligen dos representantes para participar en el CLP, el cual está constituido por representantes de: (1) los pescadores; (2) la DINARA; (3) el gobierno departamental (Intendencia y Alcaldía respectiva); y (4) la Prefectura Nacional Naval (autoridad marítima costera). La Facultad de Ciencias de Uruguay, que en las últimas 3 décadas jugó un papel decisivo como gestor y catalizador del proceso de co-manejo y como proveedor de información científica a través de evaluaciones del recurso, utilizadas como insumos para establecer la CTP anual (Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018), es usualmente invitada al CLP en carácter de observador. Los tres años posteriores a la reapertura pesquera representaron una fase de transición o implementación (Moore et al., 2014) donde no existió un ámbito formal de co-manejo (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015), aunque de todas maneras se establecieron acuerdos de manejo entre la DINARA y los almejeros (nombre utilizado localmente para designar a los pescadores involucrados en la pesquería) mediante talleres participativos (Figura 5.3). En el año 2012 se oficializó el CLP de Barra del Chuy-La Coronilla, conjuntamente con los CLP de los otros sitios piloto seleccionados por el gobierno nacional (Figura 5.3). EL CLP ha sesionado en nueve instancias formales desde entonces.

La implementación del EEP fungió como catalizador para generar un Plan de Manejo participativo entre los actores locales, la academia y las autoridades, cuyos objetivos principales fueron: (1) lograr una explotación sostenible mejorando las prácticas de pesca siguiendo los principios del EEP; (2) empoderar a la comunidad local a través de la gestión conjunta; y (3) mejorar el sustento de los pescadores, asegurando empleo y desarrollando nuevas oportunidades de mercado (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015). Aunque no plasmado en la práctica en un documento único, dicho plan incluyó la selección de algunos indicadores bio-socio-económicos para la evaluación del desempeño de la pesquería en el tiempo (ver detalles en la sección siguiente). Paralelamente, se implementaron diversas medidas operacionales de manejo, que incluyeron (Defeo, 2015): (1) una temporada de pesca “estival” (noviembre – abril) en concurrencia con una mayor demanda del producto por parte de los centros turísticos; (2) una CTP por temporada, estimada a través de evaluaciones independientes de la pesquería; (3) la asignación de un número restringido de permisos de pesca a los pescadores locales con mayor antigüedad en la pesquería; (4) una cuota individual e intransferible, basada en una participación equitativa de la CTP entre los pescadores locales habilitados; (5) una talla mínima de captura (50 mm); y (6) un esquema espacialmente explícito que incluyó la zonificación en unidades de manejo con límites bien definidos, incluyendo unidades asignadas solo para recreación y otras para extracción de almeja solo por almejeros autorizados (Figura 5.4). El sector académico desempeñó un papel clave en la evaluación del recurso y en la propuesta de las medidas de gestión. El MCV es llevado a cabo conjuntamente por la DINARA y la autoridad marina costera (Subprefectura Naval).

El esquema de zonificación presenta tres zonas centrales abiertas a la extracción de almejas y dos áreas laterales destinadas únicamente a recreación en la época estival, dada su cercanía a los balnearios de la zona (Figura 5.4). En dichas zonas (A y E) la extracción comercial de almejas es permitida en el caso eventual de la extensión de la temporada de pesca entre mayo y octubre, cuando la pesquería está usualmente cerrada (época “invernal” de baja demanda del producto). Estas zonas, cuando cerradas a la pesca, constituyen reservas que permiten la eventual repoblación del recurso a través de la deriva longitudinal de larvas o movimiento de adultos. Esta zonificación también está incluida en los Partes de Pesca con el fin de que los pescadores reporten fácilmente la zona de extracción, lo cual permite recabar información espacialmente explícita sobre la dinámica del proceso pesquero. Esta unidad operativa conceptualizada para el desarrollo del EEP se denominó Unidad Funcional de Manejo Ecosistémico Pesquero (UFMEP) y surgió de talleres participativos entre los usuarios, la DINARA y el sector científico (Defeo, 2015). Se compatibilizaron objetivos de explotación sostenible del recurso y recreación, en el contexto de un sistema de uso mixto (McLachlan et al., 2013).

La implementación del sistema de UFMEP vinculó adecuadamente los procesos sociales y ecológicos (elemento crítico del EEP) y permitió revertir la situación negativa de la pesquería de almeja amarilla que había prevalecido entre 1994 y 2008 (Figura 5.2). Los objetivos ecológicos, sociales, económicos e institucionales se lograron a través de enfoques participativos fomentados en las etapas de planificación e implementación (Gianelli et al., 2018). Los límites geográficos bien definidos coincidieron con las escalas del proceso pesquero y su manejo y gobernanza, facilitando la implementación del EEP y respaldando el concepto de UFMEP como herramienta operativa. La concurrencia entre las escalas de los procesos sociales y ecológicos llevó a un ajuste social-ecológico e institucional (Epstein et al., 2015). Este acuerdo entre escalas, así como el reducido número de pescadores (elementos clave para el éxito en el manejo de recursos naturales renovables: Ostrom, 2009), facilitó la acción colectiva y potenció procedimientos de MCV dirigidos a evitar la extracción ilegal de almejas. El acoplamiento espacial y temporal de las herramientas operacionales de manejo fue útil para consolidar un marco de gestión sostenible en el contexto de redundancia de las medidas de manejo (Caddy y Defeo, 2003) y constituyó un enfoque precautorio efectivo para disminuir los riesgos de sobreexplotación (Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011). Este proceso dinámico sentó las bases de un enfoque de co-manejo adaptativo mediante el cual los arreglos institucionales y el conocimiento ecológico se revisan continuamente. Por tanto, el sistema de gobernanza representó un cambio de paradigma fundamental en la pesquería de almeja amarilla, impulsando además el empoderamiento de los almejeros a través de la percepción de un mayor sentido de uso exclusivo y pertenencia entre ellos.

El conocimiento tradicional local también se considera a la hora de discutir medidas de gestión. El nuevo marco institucional, y la DINARA como agencia de manejo, reconocen a la comunidad de almejeros como un miembro formal del CLP e incorporan, en lo posible, sus iniciativas en las medidas de gestión discutidas en el CLP. Las licencias de pesca otorgadas intentan dar prioridad a las familias locales y, por otra parte, se permiten diferentes iniciativas de comercialización por parte de diferentes grupos de almejeros (Defeo, 2015).

Un aspecto importante que potenció la participación de la comunidad local en el manejo y la gobernanza de la pesquería fue la implementación de un programa de recolección de datos basado en la comunidad (Community-Based Data Collection program, CBDC por su acrónimo en inglés) desde la reapertura de la pesquería (Gianelli, Ortega y Defeo, 2019). El monitoreo del stock a largo plazo realizado por la Facultad de Ciencias y la DINARA demostró que la almeja amarilla no era resiliente a las mortandades masivas, alcanzando solo una recuperación moderada después de 14 años (Defeo et al., 2018). Para intensificar el monitoreo del SES, la información independiente de la pesca (reunida para evaluar el estado de la población y del ecosistema que la contiene) fue complementada con el programa CBDC (Figura 5.3). Este programa consistió en registrar cada evento de pesca en cuadernos de bitácora individuales, incluyendo desembarques diarios, esfuerzo de pesca, zonas visitadas (Figura 5.4), precio de venta y destino final de los desembarques (planta de procesamiento, intermediarios, carnada, consumo propio) (Gianelli, Ortega y Defeo, 2019). El programa CBDC aumentó sustancialmente el flujo y el intercambio de información de alta calidad y fortaleció la relación entre los pescadores y la DINARA (Pittman et al., 2019). La información fue fundamental para comprender el funcionamiento del sistema y establecer el enfoque precautorio antes detallado.

Un componente importante relacionado con el EEP estuvo dado por la implementación de amplios mecanismos de difusión a otros actores de la sociedad, de manera de crear conciencia acerca de la importancia que tiene esta actividad en el manejo de recursos y en la conservación de la biodiversidad. En este contexto, la difusión a diferentes niveles de enseñanza (primaria, secundaria y terciaria) y en la sociedad civil incluyó los elementos centrales del EEP implementado en los sitios piloto, trasmitidos a través de diferentes medios audiovisuales. Para la pesquería de almeja, se generó diferente tipo de información y cartelería a la entrada de las playas, a efectos de concientizar a los turistas de la importancia del recurso para la comunidad pesquera local, desestimulando asimismo la extracción recreacional (ver detalles en Defeo, 2015).

Un relevamiento de las percepciones de los pescadores de almeja amarilla denotó altos niveles de satisfacción con la actual estructura de gobernanza, la cual ha facilitado su participación en los procesos de toma de decisiones y ha proporcionado una plataforma para compartir sus opiniones sobre la pesquería (Pittman et al., 2019). Esto a su vez generó una percepción positiva en cuanto al papel del EEP en: (1) la explotación sostenible del recurso; (2) facilitar la cooperación entre los miembros, potenciar el empoderamiento territorial y aumentar las negociaciones con otras partes interesadas en la cadena de valor; y (3) en el logro de objetivos económicos (Pittman et al., 2019).

5.3.2 Aspectos bio-socio-económicos

La implementación del EEP, incluyendo el nuevo sistema participativo de gobernanza, permitió una actividad extractiva sostenible y sustentable en la pesquería de almeja amarilla, tanto desde el punto de vista ecológico, económico como social (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018). La comparación temporal de indicadores pesqueros (antes y después de la implementación del EEP), a partir de información derivada del programa CBDC y de monitoreos periódicos independientes de la pesquería, mostró un aumento de la abundancia, la CPUE, los precios unitarios y los ingresos económicos globales y por pescador a bajos niveles de esfuerzo de pesca y de desembarque (Figuras 5.2 y 5.5). Las capturas de almeja en la fase de EEP nunca superaron las 10 t anuales (Figura 5.2), mientras que el precio unitario aumentó significativamente (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018). Esta tendencia actual proveyó sustento adicional a los resultados positivos durante la fase de co-manejo de facto durante los años 1990s (Defeo et al., 2016).

La abundancia del stock y la tasa de explotación se han mantenido en el tiempo (Figura 5.5). Las tallas medias de extracción apenas han disminuido, como resultado de variaciones en la estructura poblacional (Figura 5.5). Si bien ocurre una mortalidad incidental en ejemplares juveniles de almeja y en individuos de las especies simpátricas del gremio de filtradores, el berberecho Donax hanleyanus y el tatucito Emerita brasiliensis, el conocimiento tradicional ha permitido minimizar esta fuente de mortalidad (no así en el caso de los turistas o pescadores deportivos que extraen almeja para carnada, razón adicional por la cual se desestimula la extracción recreacional). La ausencia de efectos perjudiciales en el ecosistema ha permitido generar resultados positivos sobre la conservación de la biodiversidad.

Los retornos económicos totales y discriminados por pescador aumentaron significativamente luego de la implementación del EEP (Figura 5.5). Esto puede explicarse por las cuotas individuales de pesca asignadas a un número reducido de pescadores locales, el aumento de precio y a un cambio en la estrategia de comercialización. El producto, originalmente comercializado como carnada para la pesca deportiva en los 1980s y 1990s, se vende con éxito hoy en día para consumo humano en los mejores restaurantes de Uruguay (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018). Esta estrategia de comercialización fue propuesta primeramente por iniciativa gubernamental y luego plasmada en forma conjunta con la comunidad pesquera durante la fase de implementación del EEP. El cierre pesquero durante 14 años causó una interrupción a largo plazo en el suministro del producto, dejando abiertos los canales de comercialización para la importación de productos análogos congelados, como la macha Mesodesma donacium de Chile, a efectos de satisfacer la demanda. Cuando la pesquería se reabrió en 2008, se consideró necesario proveer a los pescadores de argumentos para un cambio del tipo de producto, teniendo en cuenta: (1) su calidad reconocida para consumo humano; (2) la baja disponibilidad de biomasa, que ameritaba sustituir una estrategia de mercadeo que priorizara la calidad sobre la cantidad como una medida adaptativa para contender con este escenario desfavorable; y (3) la incipiente estrategia nacional de incrementar el consumo de productos derivados de la pesca.

El análisis de mercado por parte del sector académico y la DINARA promovió esta estrategia, y la estabilidad generada por el empoderamiento de los pescadores en un nuevo marco institucional incentivó a miembros de la comunidad pesquera local a convertirse en pequeños empresarios abocados al procesamiento, distribución y comercialización del recurso. Patrocinados técnicamente por la Facultad de Ciencias y económicamente (en una primera instancia) por el gobierno, algunos pescadores diversificaron su estrategia de comercialización en respuesta a preferencias de los restaurantes por atributos específicos del producto, tales como frescura y calidad. Se brindó apoyo técnico inicial para la construcción de una planta de purga de almeja, la cual debía cumplir con los requisitos de control de calidad exigidos por la DINARA. En la actualidad, la planta “Almeja Palmares”, desarrollada y dirigida por dos pescadores, se encuentra oficialmente habilitada para comercializar el producto a nivel nacional. Por tanto, existió una adaptación autónoma por parte de la comunidad local (Howard y Pecl, 2019; Pecl et al., 2019) a los efectos negativos de las mortandades masivas que ocasionaron graves deterioros en el SES, los cuales condicionaron a los almejeros a cambiar su esquema de comercialización para contender con un recurso escaso. Esta adaptación autónoma estuvo catalizada por el gobierno (provisión de infraestructura) y el sector académico (fuente de transferencia de conocimientos) en las fases iniciales del emprendimiento.

En la actualidad, la mayor parte de la captura se destina a la planta de procesamiento certificada localmente, que luego se comercializa como almeja fresca para los restaurantes de la capital o de los balnearios principales del país durante la época de alta demanda estival. La transición de un producto destinado a carnada a otro de alta calidad para consumo humano se evidenció en el precio pagado a los pescadores, así como en la valoración social del producto, proporcionando orgullo local e identidad social a la comunidad de almejeros (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018). El precio unitario en el año 2018 fue USD 4,62/kg, un valor cinco y tres veces mayor que en los años 1980s y 1990s, respectivamente (Figura 5.6b). El porcentaje de la captura total destinada al consumo humano también aumentó, llegando a casi el 95 por ciento en los últimos años (Figura 5.6a). Solo un 5 por ciento del producto final se vende como carnada por parte de pescadores independientes (Gianelli et al., 2018). Este cambio en la estrategia de comercialización maximizó los beneficios económicos para la comunidad local, aún en un escenario de abundancia reducida y de una temporada de pesca acotada a la época de alta demanda del producto (Defeo et al., 2018). Los precios unitarios solían fijarse por consenso durante la asamblea de pescadores antes de cada temporada de pesca, a través de Cartas de Acuerdo, para evitar conflictos y la acción de intermediarios externos (Defeo, 2015). En la actualidad, la planta de procesamiento juega un rol protagónico al respecto. Estas decisiones han sido respaldadas por el CLP. El sector gastronómico local desempeña un papel importante como parte interesada estratégica, ayudando a los pescadores a promocionar el producto, desarrollar nuevas iniciativas y buscar nuevos mercados (Proverbio et al., 2019).

La actividad pesquera tiene una fuerte tradición familiar y la mayoría de los pescadores realizan la actividad conjuntamente con miembros de la familia (Pittman et al., 2019). En tal sentido, los indicadores de equidad de género también han mostrado un balance positivo. Tanto los hombres como las mujeres tienen los mismos derechos y realizan el mismo trabajo en la pesquería. El análisis de género mostró un aumento significativo y sostenido en el número de mujeres que participan directamente en la actividad pesquera luego de la implementación del EEP. En el año 2009, las mujeres representaron el 17 por ciento del número total de pescadores, mientras que en el año 2015 constituyeron casi un 40 por ciento, evidenciando una fuerte inclusión de género en la actividad (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015). Las percepciones de los almejeros fueron coincidentes en cuanto a que el co-manejo ha demostrado ser exitoso en el avance de la equidad de género, los derechos humanos y el bienestar subjetivo dentro de la pesquería (Pittman et al., 2019), características que se alinean con las directrices voluntarias establecidas por la FAO para lograr la sostenibilidad de la pesca en pequeña escala, la seguridad alimentaria y erradicación de la pobreza (FAO, 2015).

Los resultados basados en información científica, generados durante la última década y comparados con estudios previos desarrollados desde los 1980s, muestran una consolidación del EEP, y una importante consistencia de los resultados con aquellos esperados por las directrices de la pesca en pequeña escala ya mencionadas (FAO, 2015).

5.4 FORZANTES EXTERNOS Y CAPACIDADES DE ADAPTACIÓN Y MITIGACIÓN

5.4.1 Clima y factores relacionados

Las costas de Uruguay, sur de Brasil y norte de Argentina se han visto afectadas por factores estresantes del cambio climático (Franco et al., 2020). Esta región está incluida en uno de los focos de calentamiento global más importantes del mundo (Figura 5.7a), donde la SST aumentó varias veces con respecto a la tasa global promedio de calentamiento (Hobday y Pecl, 2014; Hobday et al., 2016). Este aumento resultó de cambios en la circulación atmosférica como producto de un desvío del anticiclón de latitudes medias hacia el polo durante las últimas cuatro décadas (Yang et al., 2020). Dicho cambio fue acompañado por un aumento en la velocidad y frecuencia de los vientos, particularmente del sur-sureste (Escobar, Vargas y Bischoff, 2004; Ortega et al., 2013; Vizy y Cook, 2016). Estos vientos llevaron a una expansión del giro subtropical hacia el sur y aumentaron la advección de aguas cálidas de la corriente de Brasil, generando una amplia región con tendencias positivas de SST y creando el foco de calentamiento mencionado (Yang et al., 2016). En particular, el aumento en la SST ha sido observado en la costa de Uruguay particularmente desde mediados de los 1990s, cuando se detectó un cambio regional en el régimen del clima oceánico de un período frío a uno cálido (Ortega et al., 2013). La posición del frente de aguas cálidas (representada por la isoterma de 20ºC, un indicador del frente de las aguas tropicales) se ha desplazado en forma sostenida hacia los polos, a una velocidad de unos 9 km/año (Ortega et al., 2016). También se ha observado un aumento significativo en la frecuencia y la altura de las olas que se propagan desde este-sureste (Codignotto et al., 2012), así como un aumento en la frecuencia y la duración de las marejadas ciclónicas del sureste (Escobar, Vargas y Bischoff, 2004; D’Onofrio, Fiore y Pousa, 2008) y de otros eventos extremos, tales como inundaciones y sequías (Barreiro, 2017). La costa atlántica de Uruguay, expuesta al oleaje procedente del sureste, se ve afectada por el aumento de la SST, vientos y oleaje, agravado por el incremento sistemático del nivel del mar (Orlando, Ortega y Defeo, 2019).

Los cambios en el clima observados durante las últimas tres décadas han afectado al componente biofísico del SES (Figuras 5.7a y 5.8), ya que causaron erosión costera y la consecuente pérdida de hábitat para la almeja (Ortega et al., 2013). Estos cambios generaron efectos negativos en el componente social del SES (Figura 5.8), ya que limitaron la accesibilidad de los pescadores al recurso, disminuyendo sus tasas de captura y el número de días de pesca y, por tanto, su ingreso económico (Defeo et al., 2013; Gianelli, Ortega y Defeo, 2019).

Tal como se mencionó en este capítulo, la almeja amarilla, especie de origen antártico (aguas frías), sufrió mortandades masivas que siguieron una dirección hacia el polo en concurrencia con el desplazamiento del frente de aguas cálidas, primero en 1993 en el sur de Brasil, luego en Uruguay en 1994 y posteriormente en Argentina de 1995 a 2002 (Ortega et al., 2016, Figura 5.7b). Las mortandades comenzaron a ocurrir simultáneamente con el cambio del régimen del clima oceánico antes mencionado, en especial a fines de la primavera y principios del verano, cuando las altas SST aumentan la susceptibilidad de las almejas a las enfermedades (Ortega et al., 2016). Estos eventos también ocurrieron simultáneamente con bajas biomasas de fitoplancton, que constituye su principal fuente de alimento (Lercari et al., 2018). Las mortandades masivas, la disminución de la abundancia y de la talla individual en el largo plazo, así como los signos crecientes de deterioro de la condición corporal de la almeja, han sido explicados en buena medida por el aumento de la SST (Ortega et al., 2012, 2016). Dado que las playas arenosas son ecosistemas muy angostos (reducidos a la interface tierramar), la ausencia de refugios compensatorios para las especies que allí habitan, las hace muy vulnerables a cambios en las condiciones ambientales (Schoeman, Schlacher y Defeo, 2014).

Los efectos del cambio climático han provocado respuestas opuestas en especies con diferentes orígenes biogeográficos. La disminución en la abundancia de almeja amarilla promovió un aumento de las especies de aguas cálidas, como el bivalvo Donax hanleyanus y el tatucito Emerita brasiliensis (Celentano y Defeo, 2016). La creciente prevalencia de especies con un origen biogeográfico tropical en respuesta al aumento de SST sugiere una “tropicalización” (sensu Cheung et al., 2013), que ha causado cambios en la estructura y el funcionamiento del ecosistema, incluyendo la simplificación de la trama trófica. El análisis de las redes tróficas ha sugerido, a través de diversos indicadores, que el ecosistema se encuentra en un estado frágil, caracterizado por una mayor organización y un menor potencial de adaptación para abordar perturbaciones inesperadas (Lercari et al., 2018; Jorge-Romero et al., 2019).

La clausura de la pesquería durante 14 años ocasionó efectos dramáticos en el componente socioeconómico del SES, afectando los ingresos económicos y los medios de vida de la comunidad pesquera local (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015). Los signos de recuperación detectados luego de un tiempo prolongado de clausura pesquera fueron de baja magnitud, y la abundancia de almejas nunca alcanzó niveles previos a las mortandades en todo el rango de distribución de la especie (Defeo et al., 2018, 2020). Esto indica una alta vulnerabilidad al cambio climático, en particular una débil resiliencia y alta sensibilidad al aumento de la SST, así como una baja capacidad de adaptación a estos cambios (Schoeman, Schlacher y Defeo, 2014). La gobernanza y los componentes sociales del SES no estaban preparados para hacer frente a este disturbio, mostrando una baja capacidad de adaptación colectiva. El sistema de gobernanza no respondió rápidamente al problema en cuestión, no hubo planes de contingencia, y no se ofrecieron opciones a los pescadores para mitigar el impacto derivado del colapso pesquero, causando desempleo (Defeo et al., 2018). Los pescadores respondieron mediante acciones de adaptación autónomas, diversificando sus medios de vida en otros sectores de la economía, tales como construcción, agricultura y venta de leña (Gianelli et al., 2018).

Otro factor estresante relacionado con el cambio climático en este sistema ha sido la creciente presencia de floraciones de algas nocivas (FAN), en especial durante el verano austral. El aumento en las FAN ha ocurrido particularmente después del cambio de régimen antes mencionado, y ha producido un cambio a largo plazo en la estructura de la comunidad de fitoplancton, con un predominio creciente de especies de aguas cálidas (Martínez et al., 2017). La intensificación de las FAN afectó a la pesquería, debido a las prohibiciones de pesca impuestas por la DINARA (Gianelli, Ortega y Defeo, 2019). La duración de las clausuras pesqueras debido a las FAN aumentó de 30 días en 2014 a 33 días en 2015 y casi toda la temporada de pesca en 2017 (cerca de cuatro meses) (Gianelli, Ortega y Defeo, 2019). Esto generó (Figura 5.8): (1) la pérdida de ingresos para pescadores y procesadores; (2) el aumento de la incertidumbre económica; (3) la disminución de la demanda por el mercado local (pérdida de clientes); y (4) pérdida de empleo: si las FAN persisten durante varios días, los pescadores deben buscar otras fuentes de trabajo y éstas escasean en la zona (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Gianelli et al., 2019). Los pescadores también mostraron su preocupación sobre la creciente ocurrencia de FAN, ya que las clausuras pesqueras no solo causan la pérdida de ingresos sino también de clientes por fluctuaciones en la oferta, particularmente restaurantes que incluyen a este producto en su carta (Pittman et al., 2019).

El programa de monitoreo semanal de la composición de fitoplancton y de la concentración de toxinas, implementado por la DINARA (en ese entonces Instituto Nacional de Pesca) desde los 1980s, es empleado en la actualidad para proporcionar alertas tempranas a la comunidad local y garantizar un producto saludable para los consumidores (Defeo et al., 2020). Los pescadores utilizan estas alertas tempranas para almacenar las capturas en la planta de procesamiento certificada, lo cual les permite comercializar el producto durante las clausuras pesqueras, al menos en casos en que éstas no se extiendan demasiado en el tiempo. La DINARA realiza inspecciones estrictas del producto almacenado (prueba de concentración de toxinas y calidad organoléptica) para autorizar su venta. Además, en los casos en que ocurrieron FAN durante la temporada de pesca, la DINARA puede extender o reabrir la pesquería en otoño/invierno como una medida de mitigación ante la pérdida de días de pesca. Este enfoque adaptativo ha sido parcialmente exitoso para contrarrestar los efectos perjudiciales de las FAN en la pesquería, aunque la estrategia debe acompasarse con mejoras en la infraestructura para almacenar el producto durante periodos prolongados.

El ciclo de vida de la especie impone fuentes adicionales de incertidumbre relacionadas con variaciones en abundancia del recurso y por tanto con la eficacia de las medidas de adaptación y mitigación frente al creciente impacto del cambio climático. La almeja amarilla constituye una metapoblación con una fase larvaria planctónica dispersiva y sensible a variaciones oceanográficas, lo cual genera incertidumbre en la capacidad de repoblamiento de los bancos de adultos residentes en las playas, y en consecuencia en la eficacia de las medidas de manejo, tal como se discute en el caso de en Chile (Capítulo 6). En este tipo de sistemas arenosos costeros existe cierta capacidad de retención larval debido a la dinámica de circulación costera en la zona de barrido (McLachlan y Defeo, 2018), lo cual pudiera sustentar la adecuación social-ecológica de las UFMEP y su ajuste institucional. No obstante, los factores oceanográficos de macroescala juegan un papel importante en la dispersión o retención de larvas en la costa y deben tenerse en cuenta al diseñar estrategias de manejo.

Resultados recientes muestran que las variaciones en abundancia de la almeja amarilla están relacionadas no solo con la variabilidad climática a escala regional, sino también a escala global (Manta et al., 2017): altas abundancias del recurso tendieron a ocurrir durante eventos de La Niña, mientras que una situación opuesta ocurrió durante eventos de El Niño. Esto sugiere que las fluctuaciones interanuales en la abundancia de almeja no solo se controlan localmente, sino también remotamente mediante pulsos climáticos a escala regional y global, lo cual amerita un análisis de macroescala a efectos de entender el efecto de estos fenómenos climáticos, especialmente en este tipo de recursos que incluye una fase larval dispersiva en su ciclo de vida.

5.4.2 Mercados

Las conexiones distales entre el precio de los productos locales y las tendencias internacionales en la oferta/demanda global han jugado un papel de creciente importancia en el sector pesquero uruguayo (Gianelli y Defeo, 2017). Este acoplamiento a distancia entre la producción y las fuerzas del mercado puede poner en peligro los esfuerzos de gestión de la pesca y afectar su desempeño económico. Los exitosos cambios en la estrategia de comercialización de almeja, apostando a la calidad ante la cantidad del tipo de producto, surgieron como una medida adaptativa para contender con la disminución de la abundancia del recurso y con un mercado dominado por productos congelados importados similares, a efectos de satisfacer la demanda.

El cambio exitoso en la estrategia de comercialización de almeja amarilla se sigue viendo amenazado por el aumento de las importaciones de productos pesqueros, que están desplazando a los productos nacionales del mercado local (Gianelli y Defeo, 2017). Aunque la comunidad local respondió diversificando productos y mercados (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015), este forzante externo aún representa una amenaza para su sustento. Un importante componente del mercado local sigue optando por mariscos importados congelados más baratos con un suministro constante que suple los efectos negativos de una reducida temporada de pesca y una oferta inconstante. Las percepciones negativas de los pescadores con respecto a este tema lo destacan como una necesidad a ser confrontada en el corto plazo en el ámbito del CLP (Pittman et al., 2019). A la fecha no se han identificado medidas que mitiguen los efectos de la importación de mariscos. Las acciones de colaboración y las respuestas adaptativas a nivel comunitario e institucional (CLP) podrían ayudar a prevenir o mitigar los efectos negativos de este forzante externo en el SES, promoviendo así vías más sostenibles (Defeo et al., 2018, 2020). La interacción fructífera y emergente entre pescadores, chefs y el sector académico está ayudando a que los pescadores sean más competitivos en el mercado interno, y a aumentar la rentabilidad de la cadena de valor (Proverbio et al., 2019). El desarrollo y comercialización de almeja amarilla como producto nacional vivo o fresco con cierto tipo de eco-etiquetado, o bien garantía de calidad a nivel de producción y mercadeo, puede consolidar la estrategia exitosa actual de comercialización y mitigar los efectos de la importación de productos análogos derivados de la pesca o acuicultura (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Defeo et al., 2016).

5.5 CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS

El sistema de gobernanza incluido en el desarrollo del EEP representó un cambio de paradigma en la pesquería de almeja amarilla. La estructura de gobierno, con dos órganos de toma de decisiones anidados, generó un sistema de manejo participativo y relativamente eficiente, impulsando el empoderamiento de los pescadores y generando en ellos un mayor sentido de uso exclusivo y propiedad. La presencia de claros límites geográficos y coincidentes en las escalas de operación, manejo y gobernanza, favoreció que esta UFMEP pudiera constituirse en una unidad de manejo efectiva. Este acuerdo entre escalas, así como el reducido número de pescadores, facilitó la acción colectiva y permitió logar un ajuste institucional en la gobernanza como resultado del ajuste de los procesos sociales y ecológicos (Defeo y Castilla, 2012; Epstein et al., 2015). La institucionalización del co-manejo, la asignación de derechos de propiedad a través de las cuotas de captura asignadas a la comunidad local, y la implementación de medidas operacionales y espacialmente explícitas, generaron un marco integral basado en la redundancia de las medidas de manejo, que tuvo un impacto positivo en el SES pesquero. La colaboración entre el gobierno y los usuarios resultó esencial en todas las etapas de concepción del EEP. El nuevo marco institucional facilitó la implementación de las directrices voluntarias establecidas por la FAO y ha sido utilizado como una plataforma de aprendizaje para implementar este esquema de manejo en otras pesquerías de pequeña escala en Uruguay. Como resultado de esta experiencia, existen en la actualidad unos 11 CLP como organismos descentralizados de gobernanza que han involucrado a las comunidades locales en la gestión pesquera.

Este caso demuestra que la incertidumbre relacionada con el cambio climático y los efectos de un mercado globalizado puede trascender la solidez de los esquemas de gobernanza y manejo. Por tanto, los forzantes externos deben tenerse en cuenta a la hora de desarrollar planes de manejo específicos bajo un EEP, incluyendo criterios de adaptación y mitigación actuales o potenciales. En este capítulo se han mencionado varias estrategias de adaptación y mitigación para contender con los efectos de forzantes externos en diversas etapas del ciclo de manejo del recurso, incluyendo aspectos institucionales, de evaluación y monitoreo del recurso y de las FAN, y de comercialización (Figura 5.9). La institucionalización del co-manejo a través del CLP, en el marco de un EEP con criterios precautorios y adaptativos, fortaleció la colaboración entre las partes interesadas y proporcionó mecanismos de acción frente a factores estresantes climáticos y del mercado. La interacción entre las partes interesadas ha fomentado la recopilación de información a través del programa CBDC, incluyendo datos ecológicos, sociales y económicos, que permitieron: (1) la reducción de la incertidumbre en las estimaciones de stock; (2) la evaluación de la contribución relativa de diferentes predictores a la dinámica de la pesquería a corto y largo plazo; y, por lo tanto, (3) una integración de este conocimiento en los procesos de toma de decisiones. Del mismo modo, el monitoreo semanal de la composición de fitoplancton y de toxinas proporcionó alertas tempranas para el almacenamiento de almeja amarilla en la planta de procesamiento. Esta estrategia constituye una adaptación a los desafíos impuestos por las FAN (Figura 5.9). El flujo de información mejoró la capacidad del sistema de gobernanza para proporcionar respuestas oportunas a condiciones cambiantes. En las reuniones del CLP también se acordaron cambios flexibles de las temporadas de pesca en función de la extensión de los eventos de FAN, fortaleciendo así los procesos de adaptación en el ciclo de manejo (Figura 5.9). Lo anterior fue acompañado por adaptaciones autónomas por parte de la comunidad pesquera local, que incluyeron el desarrollo de estrategias de comercialización para contender con un recurso escaso en el tiempo.

Los resultados generados han escalado a la generación de políticas públicas relacionadas con el tema: el nuevo Plan Nacional de Adaptación para el sector agrícola y pesquero identificó el fortalecimiento de los CLP como una forma de mejorar la capacidad de adaptación de las comunidades pesqueras ante el cambio climático en la costa de Uruguay.

6. El gasterópodo Concholepas concholepas (“loco”) de Chile

6.1 LA PESQUERÍA: CARACTERÍSTICAS BÁSICAS Y TENDENCIAS HISTÓRICAS

Casi el 50 por ciento de los desembarques marinos chilenos se basan en pesquerías artesanales o de pequeña escala. Éstas incluyen embarcaciones sin cubierta con 6 a 12 m de eslora (pescadores y buzos) y embarcaciones con cubierta de hasta 18 m de eslora (e.g., lanchas anchoveteras) (Castilla 2010). La pesca artesanal en Chile provee recursos significativos de alto valor económico, incluyendo invertebrados bentónicos y algas, gran parte de los cuales se exportan. Al menos 60 invertebrados bentónicos son explotados artesanalmente en Chile, incluyendo crustáceos, moluscos, erizo de mar y tunicados (Bustamante y Castilla, 1987). Según las estadísticas oficiales del Servicio Nacional de Pesca (SERNAPESCA), entre 2005 y 2012, unos 90 000 pescadores artesanales registrados extrajeron un promedio de 1.14 millones de t anuales de peces, con un precio unitario aproximado de USD 2 465/t; en el mismo período, extrajeron en promedio unas 245 000 t/año de invertebrados bentónicos, con un valor aproximado de USD 340 millones anuales, y alrededor de 373 000 t/año de algas valoradas en USD 250 millones (SERNAPESCA, 2014). Esta intensa actividad extractiva es importante desde una perspectiva social, debido al aumento explosivo de la fuerza laboral de la pesca artesanal de Chile, desde unos 17 000 pescadores registrados en 1975 a más de 90 000 en la segunda década del presente siglo (Castilla et al., 2007; Gelcich et al., 2017), incluyendo recolectores de algas y mariscadores (la mayoría recolectores de orilla y buzos) (Castilla y Gelcich, 2008). Los buzos operan principalmente desde embarcaciones sin cubierta usando equipo de buceo (hookah o buceo libre con esnórquel) o sin embarcaciones en el caso de actividades extractivas en el intermareal y submareal somero.

El “loco” Concholepas concholepas es un gasterópodo murícido único restringido a las costas rocosas de Chile y sur del Perú (Castilla, 1988, 1994, Figura 6.1). Constituye el molusco bentónico más importante extraído en Chile. El recurso es recolectado por más de 10 000 buzos profesionales “hookah” (Cuadro 1.2 en Capítulo 1), así como por buzos con esnórquel y recolectores que extraen el recurso manualmente durante las mareas bajas (Durán et al., 1987). El análisis histórico de la pesquería de C. concholepas descrito por Castilla y Defeo (2001) mostró cinco fases secuenciales de pesca (véase también Castilla et al., 2007 y Gelcich et al., 2010). (1) Una fase de desarrollo (1960-1975) caracterizada por desembarques que oscilaron entre 2 000 y 6 000 t, en forma exclusiva para el consumo interno. (2) Una fase de expansión (1976-1980), con un aumento abrupto de los desembarques debido a la exportación a los mercados asiáticos, como Japón y Corea (Leiva y Castilla, 2002), alcanzando desembarques máximos de unas 25 000 t con un valor de exportación de USD 50 millones por año. La demanda continua de estos mercados hizo que esta fase se hiciera no sustentable. (3) Una fase de sobreexplotación (1981-1988), con una disminución en los desembarques a niveles observados en la primera fase, como resultado de la escasez de stock y la implementación de un conjunto de herramientas operacionales de manejo. (4) La cuarta fase estuvo representada por el cierre de la pesquería durante 4 años (1989-1992) y se caracterizó por fuertes conflictos entre la autoridad pesquera y los pescadores artesanales (buzos), tanto independientes como agrupados en sindicatos, federaciones y confederaciones. Durante esta fase, a pesar del cierre extractivo del loco, se produjo pesca y comercialización ilegal, hasta llegar a unas 5 000 t por año (Castilla et al., 1998; González et al., 2006), lo cual condujo a la sobreexplotación del recurso. (5) La quinta fase comenzó en 1993 y se vio como una etapa de pesca institucionalizada caracterizada por la modificación de esquemas de gobernanza que sustentaron los principios básicos análogos al desarrollo de un enfoque ecosistémico de la pesca. Esta fase es desarrollada en la próxima sección.

6.2 FACTORES DESENCADENANTES DE CAMBIOS EN EL SISTEMA SOCIAL-ECOLÓGICO

La fase de institucionalización pesquera de los recursos artesanales bentónicos en Chile (incluyendo al loco), que comenzó en 1993 y se fue consolidando en la segunda mitad de los 1990s, desencadenó cambios sustanciales en el sistema social-ecológico (SES por sus siglas en inglés). Anterior a ello, el colapso de algunas pesquerías artesanales chilenas, la ausencia de institucionalidad y la pobre gobernabilidad generaron una crisis en el sector pesquero artesanal que potenció movimientos sociales de envergadura. Esto, aunado a las fuertes redes sociales, resultado del proceso de transición a la democracia en Chile a fines de los 1980s y principios de los 1990s (Gelcich et al., 2010) y los procesos de comunicación y aprendizaje mutuo entre pescadores, científicos y técnicos acerca de la dinámica de algunas poblaciones pesqueras y efectos en ecosistemas, generaron una coyuntura crítica para la transformación de la gobernanza del sector pesquero artesanal (Castilla, 2010; Gelcich et al., 2010). En el caso de la pesquería de loco, los conflictos que ocurrieron durante la fase de clausura (Figura 6.2) fueron los principales impulsores de los cambios en la legislación pesquera chilena con referencia a los recursos bentónicos. En el marco de la Teoría de Cambio y de transformación hacia la sostenibilidad del SES detallados en el Capítulo 1, estos factores desencadenantes crearon los incentivos necesarios para el cambio que llevaron a la interrupción del status quo.

Los factores antes mencionados catalizaron el desarrollo de una ley que otorgó al sector un marco normativo en el contexto de una política pública pesquera. La Ley de Pesca y Acuicultura de 1991 Nº 18 892 (LPA) constituyó el elemento esencial que proveyó las bases para la consolidación del cambio en el sistema (i.e., fase 2 en Moore et al., 2014: preparación para el cambio y planificación). La Confederación Nacional de Pescadores Artesanales de Chile (única confederación existente en ese momento), que agrupaba a todas las asociaciones del sub-sector artesanal, tuvo un papel primordial durante la preparación e implementación de este importante cambio de gobernanza, que posibilitó una mejor gobernabilidad (Castilla, 1994; González et al., 2006; Gelcich et al., 2010). La LPA detalló instrumentos definidos para la gestión y gobernanza de la pesca artesanal, que incluyeron, entre otras herramientas (Castilla, 2010; Bernal et al., 1999): (1) definiciones de dos flotas: artesanal e industrial; (2) zonificación marina, asignando las primeras 5 mn desde la costa exclusivamente a la flota artesanal; (3) vedas de pesca espaciales y temporales a nivel nacional; (4) cuotas de pesca asignadas a las comunidades pesqueras artesanales en recursos plenamente explotados, así como moratoria en la entrada de pescadores a pesquerías bentónicas de pequeña escala; y (5) derechos de acceso exclusivo y uso territorial, asignados a los sindicatos o asociaciones de pescadores artesanales legalmente constituidas, en forma de Íreas de Manejo y Explotación de Recursos Bentónicos (AMERB) (Castilla, 1994, 2010; Castilla y Defeo, 2001).

Las AMERB constituyeron un instrumento innovador de gobernanza y manejo incluido en la LPA, que desencadenó cambios en el sistema de manejo del loco en particular. Considerando todos los instrumentos incluidos en el marco legal, así como los objetivos de largo plazo a nivel nacional, esta revolución en el sector pesquero chileno puede ser considerada como un paso clave análogo a la fase inicial de la implementación del enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) (FAO, 2006; Bianchi, 2008), y las AMERB pudieran ser equiparadas a un caso especial de Unidades Funcionales de Manejo Ecosistémico Pesquero (UFMEP: Defeo, 2015, Gianelli et al., 2018). Sin embargo, lograr esta transformación fue más complejo que simplemente cambiar la legislación o introducir nuevas restricciones en el uso de recursos. El cambio de un sistema dictatorial a otro democrático en Chile brindó una ventana de oportunidad para la innovación de políticas (Castilla, 2010; Gelcich et al., 2010). Además, el reconocimiento del colapso del stock del loco, la intensificación de los procesos sociales que incluyeron el aprendizaje y la comunicación sobre la dinámica de los ecosistemas entre pescadores, científicos y técnicos, y las sólidas redes sociales establecidas con anterioridad a la LPA, fueron elementos críticos para gatillar una transformación de la gobernanza en el subsector artesanal chileno. Las interacciones entre usuarios y el contexto sociopolítico desempeñaron un rol clave, al pasar de un régimen de acceso abierto a un régimen zonificado con asignación de derechos, donde el co-manejo fue el centro de la transformación en este SES (Castilla 2010; Gelcich et al., 2010).

Otro aspecto clave que preparó la transformación de la gobernanza asociada con la política de las AMERB, fue una mayor comprensión de conceptos ecológicos básicos relacionados con el rol de los pescadores como extractores y actores claves en la estructuración de los ecosistemas marinos en Chile (Castilla y Fernández, 1998; Castilla, 1999). Esta información, crítica en un contexto de EEP, se generó en estudios científicos experimentales llevados a cabo en reservas costeras donde se excluyó al ser humano. Dichos estudios demostraron el rol protagónico del hombre en el control de la abundancia de poblaciones submareales e intermareales someras, así como el papel del loco como especie clave cuyos cambios en su abundancia generan cambios drásticos en la composición de especies (Castilla, 1999, 2000). En base a estos estudios, resultados e implementación de las AMERB, en 1989 se generó un programa de difusión pesquera sobre recursos pesqueros artesanales (principalmente bentónicos), enfocado en los buzos y pescadores de las caletas y escuelas de Chile central. Este programa incluyó un boletín ilustrado donde se comunicaban aspectos centrales de manejo pesquero (solicitados expresamente por los mismos pescadores) conocido como “Boletín-REMA” (=Boletín de REpoblación y MAnejo), que hasta 2001 dio origen a 33 números.

El proceso de establecimiento de un AMERB

De acuerdo a la legislación vigente, para obtener un AMERB, una organización de pescadores artesanales legalmente constituida genera una propuesta inicial señalando un lugar costero de interés, el cual es presentado formalmente ante la Sub-Secretaría de Pesca y Acuicultura (SUBPESCA). Esto inicia un proceso de verificación de posiciones y eventuales solapamientos con otros usos costeros. No habiendo impedimentos, el sector puede ser declarado bajo régimen de AMERB mediante un decreto del Ministerio de Economía, Fomento y Turismo, y luego validado por parte del Ministerio de Defensa Nacional. El proceso de asignación de un AMERB prosigue con una solicitud de autorización para realizar un proyecto de manejo y explotación, donde se integra un Estudio de Situación Base (ESBA) y una propuesta de Plan de Manejo y Explotación del Írea (PMEA) para la(s) especie(s) específicamente solicitada(s) por la organización. Este estudio de referencia, financiado o co-financiado por la organización pesquera, permite establecer cuotas de captura de los recurso(s) bajo co-manejo (Castilla et al., 2007). Luego de la evaluación del PMEA por parte de SUBPESCA, la asignación de un AMERB culmina con la celebración de un convenio de uso entre el SERNAPESCA y la organización de pescadores, quien pasa a ser el titular del AMERB. La aplicación del PMEA es informada y evaluada periódicamente por la Subsecretaría, a través de informes de seguimiento (SUBPESCA, 2019). Para ello, los pescadores de cada AMERB deben pagar evaluaciones anuales/bianuales de stocks a consultores certificados para determinar cambios en su abundancia y en consecuencia en la captura total permisible (CTP), a efectos de refinar el plan de manejo (ver detalles en Orensanz et al., 2013).

La transformación de la gobernanza no terminó después de que se hubiera promulgado la LPA en 1991, sino que se dio un proceso de transición (generación, aprendizaje y adopción gradual de nuevas reglas, ver Capítulo 1). Las AMERB se implementaron en 1993, siendo asignadas exclusivamente a comunidades artesanales legalmente organizadas mediante derechos de uso no transferibles (Castilla, 1994, 2010; Castilla y Fernández, 1998). No obstante, una fase de transición impulsada por debates entre pescadores, administradores, científicos y políticos sobre cómo asignar estos derechos de tenencia a las comunidades locales se extendió entre 1991 y 1997 (Gelcich et al., 2010; Herrfahrdt-Pähle et al., 2020). Los acuerdos de co-manejo como sustento a la política de las AMERB, vigentes desde 1997, están formalizados en decretos que regulan los deberes y responsabilidades de los pescadores en dichas áreas, así como las técnicas para la evaluación de las poblaciones de especies manejadas en las AMERB y los mecanismos para la asignación de cuotas extractivas por parte del gobierno (Gelcich et al., 2008b, 2010). Se llegó entonces a la cuarta fase del proceso de transformación de un SES en el marco de la Teoría de Cambio descrita en el Capítulo 1, dada por la institucionalización de la nueva trayectoria mediante estructuras y procesos que llevaron a la estabilización y escalamiento del cambio (en este caso a otras pesquerías).

La documentación de estas estimaciones, así de como los desembarques y volúmenes comercializados, constituye un deber de las organizaciones pesqueras de cada AMERB. Las actividades son registradas en todas sus etapas (estimación-capturacomercialización) y avalados por el gobierno (Defeo y Castilla, 2005; Orensanz et al., 2005, 2013). Por esto, la responsabilidad en el diseño e implementación de los planes de manejo en cada AMERB, así como los sistemas de evaluación del recurso y de monitoreo, control y vigilancia (MCV), son (al menos en teoría) compartidas entre la autoridad gubernamental y las comunidades pesqueras. Para el recurso loco, las AMERB constituyen las únicas áreas de pesca extractivas legales en el país. Por tanto, el gobierno intentó concentrar sus esfuerzos en las caletas pesqueras con mayor tradición y cohesión a efectos de otorgarles derechos de acceso exclusivo a las AMERB con planes de manejo aprobados.

6.3 EL EEP EN LA PRÁCTICA Y SU IMPACTO EN EL SISTEMA SOCIAL-ECOLÓGICO

Las diferentes administraciones pesqueras de Chile han aplicado un EEP en su gestión, aunque de manera no estructurada y sin todos los elementos básicos definidos en el esquema de implementación propuesto por FAO (IFOP, 2018). La pesquería del loco pudiera considerarse como una aproximación a la aplicación del EEP, tomando en cuenta el énfasis en este recurso en la implementación de AMERB. Este caso de estudio sigue algunos principios especificados en el marco teórico del EEP (Capítulo 1), tales como: (1) elementos normativos de alto nivel desarrollados de forma participativa, incluyendo al co-manejo como modo de gobernanza; (2) la integración del mejor conocimiento disponible (científico, técnico y tradicional) para informar las decisiones, mediante la evaluación de stocks y de algunos componentes del ecosistema, a fin de proveer pautas bio-socio-económicas para cada AMERB; (3) sistemas de manejo que abordan de forma holística tanto el bienestar ecológico como humano de la pesca, teniendo en cuenta los factores internos y externos que los afectan; y (4) un sistema de toma de decisiones que, al menos en un principio, fue definido como adaptativo y precautorio. Los resultados generados a más de 25 años de promulgada la LPA se resumen a continuación.

6.3.1 Gobernanza y manejo

El marco normativo, con la activa participación de actores relevantes del sector pesquero, sentó las bases para contender con los problemas de manejo que afectaban a las pesquerías chilenas, en particular aquellas de pequeña escala (Defeo y Castilla, 2012). La legislación, aspecto clave para la operacionalización de un EEP (Defeo, 2015), permitió una transformación de la gobernanza a escala nacional hacia criterios de explotación más sostenibles. La implementación del sistema AMERB vinculó los procesos sociales y ecológicos y permitió revertir las tendencias históricas negativas en la pesquería del loco (Figura 6.2). Los objetivos ecológicos, sociales y económicos se lograron a través de enfoques participativos (planificación e implementación) institucionalizados en la LPA (Castilla y Defeo, 2001). Por tanto, el sistema de gobernanza representó un cambio de paradigma fundamental de la visión tradicional de los usuarios como agentes externos al sistema a un enfoque basado en la dinámica de SES (Gelcich et al., 2010).

El sistema de AMERB detuvo la sobrepesca en algunas pesquerías artesanales, impulsó el empoderamiento de los pescadores y su percepción de dichas áreas como instrumentos de manejo y conservación marina (Gelcich et al., 2006, 2017). El modo de co-gobernanza (co-manejo) a través del enfoque de las AMERB generó un mayor sentido de uso exclusivo y propiedad entre los pescadores (Meltzoff et al., 2002), creándose la percepción de que estaban recibiendo el equivalente a una “concesión de tierras” en forma de un área submareal somera altamente productiva (Bernal et al., 1999). Los límites bien definidos (“caletas”), y el historial existente sobre cohesión social y gobernanza (sindicatos) al interior de las caletas, favorecieron la implementación de estrategias de autocontrol y una acción cooperativa voluntaria para evitar, en lo posible, la infracción de las reglas.

La participación de los usuarios ha sido importante no solo en el manejo de los recursos, sino también en la co-producción de conocimiento con investigadores y técnicos, el cual estuvo orientado a generar pautas de explotación, manejo y evaluación de la capacidad de repoblación natural por rotación extractiva temporal de los recursos dentro de las AMERB (Castilla y Gelcich, 2008). En los últimos años, la calidad y cantidad de información científica se ha mejorado a través de la cooperación y el flujo de información entre las agencias gubernamentales, las comunidades pesqueras locales y el sector académico y técnico. En parte, el conocimiento científico ha permitido potenciar el sistema de gobernanza de los recursos bentónicos en general, y de la pesquería de loco en particular, con una perspectiva de EEP. Las diferencias en la calidad y la cantidad de información son evidentes entre las AMERB y las áreas de acceso abierto, realzando además su utilidad en el proceso de consolidación de los procesos de gobernanza y gobernabilidad. Aun así, el sistema presenta debilidades que se detallan en la Sección 6.4.

Hasta 2017, han sido aprobadas por decreto más de 950 AMERB a lo largo de la costa chilena (Beckensteiner et al., 2020). Dichas áreas varían entre 1 y 9 km^2 (media de 1,5 km^2), cubriendo unos 1 500 km^2 y constituyendo el sistema de derechos de uso territorial más grande del mundo; aunque solo unas 450 se mantienen operativas (SERNAPESCA, 2014; SUBPESCA, 2015; Gelcich et al., 2017). La aparición de límites bien definidos, con una clara coincidencia entre las escalas de operación, manejo y gobernanza, favorece que cada AMERB sea una unidad funcional de manejo definida por límites físicos discretos que coinciden (al menos en aspectos críticos) con la dinámica de estos stocks sedentarios en su fase adulta y del proceso de pesca (‘micro-gestión o gestión de los micro-stocks’: Prince, 2003, ver también Orensanz et al., 2005). Este acuerdo entre escalas ha facilitado las acciones colectivas catalizadas desde las comunidades pesqueras de cada AMERB, que han regulado el tamaño de una fuerza de pesca compuesta por un bajo número de pescadores (en promedio unos 50 pescadores sindicalizados por AMERB: Gelcich et al., 2017). Estos aspectos tienden a reunir las condiciones necesarias para una concurrencia entre las escalas de los procesos sociales y ecológicos que llevan a un ajuste institucional (Epstein et al., 2015) y han sido identificados como elementos claves para el éxito en el manejo de recursos naturales renovables (Ostrom, 2009).

En conjunto, la institucionalización del co-manejo, la combinación de derechos de uso territorial, las cuotas de captura y otras medidas operacionales de manejo han generado, con algunas incertidumbres (ver Sección 6.4), un marco integral basado en la redundancia de las medidas de manejo (sensu Caddy y Defeo, 2003) que tuvo impactos positivos en los componentes biofísico y social humano del SES. Este marco es similar al teóricamente concebido para el desarrollo de un EEP, pero adaptado a condiciones locales específicas. De hecho, este es uno de los pocos ejemplos en los que un sistema de pesca en pequeña escala en un país en desarrollo ha tenido un proceso de transformación exitoso, aspecto resaltado a nivel continental (Gelcich et al., 2010; Defeo y Castilla, 2012; Defeo et al., 2016) y mundial (Duarte et al., 2020; HerrfahrdtPähle et al., 2020; Brodie Rudolph et al., 2020). La colaboración entre el gobierno y los usuarios resultó esencial en las etapas iniciales de concepción de planes de ordenamiento. El marco institucional permitió aumentar la capacidad de adaptación del sistema de manejo y gobernanza a las tradiciones, usos y necesidades locales (Aburto et al., 2013). La asignación de parques marinos y áreas protegidas intercaladas entre las AMERB (Castilla, 2010) aumentaría la probabilidad de un manejo exitoso a largo plazo en un contexto metapoblacional. No obstante, éste constituye uno de los grandes retos a evaluar en el futuro (ver Sección 6.4).

6.3.2 El recurso y su contexto ecosistémico

La implementación del sistema AMERB promovió una actividad extractiva sostenida en el tiempo. El sistema ha matenido las tallas individuales de mariscos por encima de las tallas legales mínimas. Se observaron mayores tallas individuales durante la fase AMERB con respecto a áreas de libre acceso en varias pesquerías, incluyendo locos, erizos de mar (Loxechinus albus) y tres especies de lapas (Fissurella spp.) (Castilla y Fernández, 1998). Análisis más recientes mostraron que la CPUE y la captura por unidad de área para las lapas, erizos y algas marinas (Lessonia spp.) siguen siendo significativamente más altas en las AMERB que en áreas de libre acceso (Beckensteiner et al., 2020). Aunque el sistema AMERB fue previsto como una estrategia de manejo para la pesquería de loco, los mariscos antes mencionados son recursos objetivo alternativos. Por tanto, la alternancia en la explotación de los recursos ha permitido a los pescadores administrar y diversificar sus carteras individuales dentro de sus áreas, utilizando diferentes métodos de pesca (Defeo et al., 2016). No obstante, el problema de la extracción ilegal, no solo en las áreas de libre acceso sino también en las AMERB, ha sido un problema recurrente en la última década y que ha debilitado el sistema (Oyanedel et al., 2017), hecho también advertido por los propios pescadores (Gelcich et al., 2017, ver Sección 6.4).

Explotación sostenible y conservación constituyen dos claves del éxito de las AMERB. Los descartes en esta pesquería son poco significativos, teniendo en cuenta que el recurso se extrae manualmente, uno a uno. La ausencia de efectos perjudiciales derivados de la actividad pesquera ha generado resultados positivos sobre la conservación de la biodiversidad. De hecho, el PMEA presentado por las organizaciones artesanales debe estar formulado bajo un enfoque de manejo pesquero que compatibilice objetivos de conservación y explotación sostenible (SUBPESCA, 2019). La investigación exhaustiva, bien ejecutada y diseñada, proporcionó evidencias positivas de la política de las AMERB a nivel ecosistémico, sugiriendo un exitoso EEP aun cuando éste no haya sido explícitamente considerado como tal en el ámbito de manejo de la pesquería. Gelcich et al. (2008a) desarrollaron estudios submareales dentro y fuera de las AMERB en especies bénticas seleccionadas, biodiversidad (riqueza de especies) y abundancia de ensambles en Chile central. Concluyeron que: (1) las poblaciones de invertebrados explotados mejoraron dentro de las AMERB; y (2) los ensambles de las especies de peces de arrecife fueron significativamente más diversos y abundantes dentro de las AMERB, al igual que los ensambles comunitarios de invertebrados bentónicos no objetivo. Debe recalcarse que no hubo diferencias en la composición del sustrato y la complejidad estructural del bosque de algas (hábitat principal) entre regímenes de acceso. De este modo, se demostró que las AMERB proporcionan beneficios adicionales de conservación que incluyen especies no explotadas, sustentando un principio básico del EEP. Gelcich et al. (2012) aportaron evidencia adicional, demostrando que la riqueza de especies, la biomasa y la densidad de macroinvertebrados y peces de arrecife fueron mayores en las AMERB con un eficiente sistema de MCV y en Íreas Marinas Protegidas (AMPs) que en áreas de acceso abierto (ver también Duarte et al., 2020). Las densidades de macroinvertebrados y peces de arrecife de importancia económica no fueron significativamente diferentes entre las AMERB y las AMPs, mientras que los macroinvertebrados de importancia económica tuvieron densidades más bajas en las AMERB con bajos niveles de MCV y en áreas de acceso abierto que en AMPs y en AMERB con alto nivel de cumplimiento de las normas de manejo. Por tanto, las AMERB constituyen instrumentos de conservación que complementan los objetivos de biodiversidad de las AMPs, respaldando el EEP. Se ha sugerido la necesidad de estimar flujos de consumo y conocimientos básicos en especies no explotadas dentro de las AMERB, ya que la explotación de especies claves (locos y cangrejos) puede generar efectos en las tramas tróficas (Giacamán-Smith et al., 2016).

6.3.3 Aspectos socio-económicos

La implementación de AMERB proporcionó sustento económico (Defeo y Castilla 2005; Gelcich et al., 2010; Defeo et al., 2016), mejorando los indicadores bio-socioeconómicos de la pesquería de C. concholepas (Castilla et al., 1998, 2007). Esta afirmación se basa en estudios científicos que compararon indicadores en el tiempo (AMERB vs. fases pesqueras previas) o en el espacio (AMERB vs. zonas de acceso abierto) (Castilla 1994; Castilla y Fernández 1998; Castilla et al., 1998; Defeo et al., 2016). Esta mejora bioeconómica significativa se resume en un aumento de la abundancia, la CPUE, los precios unitarios y los ingresos económicos globales, por AMERB y por unidad de esfuerzo (pescador) a bajos niveles de esfuerzo de pesca y de desembarque (Figura 6.2). Las capturas de loco en las AMERB alcanzaron niveles similares a las registradas durante la fase de desarrollo de la pesquería, mientras que el precio pagado por tonelada aumentó mucho durante el período de las AMERB (Gelcich et al., 2010; Defeo et al., 2016). Existe una tendencia hacia la estabilización de los desembarques en unas 2 300 t por año (periodo 2011-2017), conjuntamente con un incremento de los precios unitarios de exportación y un valor de exportación total de unos USD 10 millones (Figura 6.2). Las respuestas positivas de indicadores ecológicos, económicos y sociales, que constituyen los pilares básicos de la sostenibilidad pesquera, resultaron de la aplicación de medidas de manejo acordadas entre las comunidades locales y las autoridades.

Una comparación de las curvas de demanda a nivel nacional (todo el país) mostró que el período de las AMERB tuvo precios más altos que los del acceso abierto, principalmente a niveles bajos de desembarque, lo que denota una diferente expectativa de precios unitarios para una captura dada y una disposición a pagar precios más altos durante la fase AMERB. El análisis de largo plazo a escala de caleta, El Quisco (AMERB en Chile central: 33º23’S) siguió las principales tendencias de macroescala del mercado: el precio pagado por loco se relacionó inversamente con el número de locos capturados (Defeo y Castilla, 2005) y fue significativamente mayor en la fase de institucionalización (Defeo et al., 2016). Esta relación a largo plazo de las curvas de demanda podría atribuirse al resultado directo del comportamiento de autorregulación de las capturas resultantes de las medidas de manejo impuestas en cada AMERB por las propias comunidades, en acuerdo con las autoridades de manejo pesquero, para mantener los niveles de captura en el tiempo. Esto a su vez genera precios al alza (tomando en cuenta la demanda del producto en el mercado internacional), que han impactado positivamente a las comunidades locales, ya que los bajos niveles de captura minimizan la probabilidad de sobreexplotación del recurso en cada AMERB y los altos precios unitarios generan ingresos económicos importantes para las comunidades locales (Defeo y Castilla, 2005; Gelcich et al., 2010).

Los reducidos desembarques luego de la implementación de AMERB tuvieron implicaciones para la sostenibilidad de la pesca y la estabilidad en la oferta del recurso. Esta tendencia se observó conjuntamente con la estabilización de una captura total permitida y cierto cumplimiento con las cuotas anuales de captura (relación captura:cuota). Castilla et al. (1998) mostraron que los mariscadores chilenos en sitios de acceso abierto no podían alcanzar sus cuotas asignadas, mientras que los pescadores organizados en AMERB no solo completaron dicha cuota, sino que también obtuvieron precios de venta significativamente más altos. Las explicaciones viables para esta respuesta incluyen el final de la carrera por pescar en los sitios AMERB, un fuerte sentido de propiedad y responsabilidad, y cambios en la estructura de incentivos (Orensanz et al., 2005; Castilla, 2010; Gelcich et al., 2010). En este contexto, se incentivó a los pescadores locales a convertirse en pequeños empresarios abocados a la venta de recursos autogestionados, para lo cual el co-manejo resultó un elemento clave mediante (Castilla et al., 2007): (1) la formalización de los derechos de propiedad, cambiando así de facto a medidas de jure; y (2) la definición y expansión del concepto de política de derechos de propiedad (AMERB) con el apoyo y el compromiso de la Subsecretaría de Pesca y la respuesta positiva de las asociaciones de pescadores artesanales.

Sin menoscabo de las dificultades y debilidades del sistema (ver Sección 6.4), propias de los recursos pesqueros explotados artesanalmente en países en desarrollo, los resultados científicos generados durante los últimos 25 años permiten vislumbrar que las AMERB han constituido una opción exitosa para el manejo de las pesquerías bentónicas de Chile. Un relevamiento de percepciones de más de 500 pescadores artesanales (incluyendo presidentes de las asociaciones pesqueras) mostró resultados positivos en cuanto al papel de las AMERB en (Gelcich et al., 2017): (1) la explotación sostenible de los recursos y la conservación de la biodiversidad (incluyendo recursos bentónicos, mariscos, algas y peces de arrecife); (2) facilitar la cooperación entre los miembros, consolidar a las asociaciones de pescadores y sus caletas, potenciar el empoderamiento territorial y aumentar las negociaciones con otras partes interesadas en la cadena de valor; y (3) el logro de objetivos económicos, ya que algunos pescadores las perciben como una cuenta de ahorro. Sin embargo, un importante porcentaje de pescadores considera que el objetivo económico aún no se ha logrado (Gelcich et al., 2017). Sólo el 5 por ciento de los pescadores expresó que las AMERB no generaban ningún beneficio.

Una revisión acerca de los servicios ecosistémicos provistos por las AMERB mostró que mantienen la biodiversidad y todas las tipologías de servicios ecosistémicos, solo en aquellos casos en que las AMERB cuentan con un sólido cumplimiento de las normas (Gelcich et al., 2019). Dichos servicios incluyen aprovisionamiento (alimento), servicios culturales (e.g., capital social, acceso a beneficios sociales, liderazgo, sanciones servicios y recreación), regulación (control biológico) y de apoyo (hábitat y riqueza de especies) en los resultados de las AMERB. Los resultados sugieren que las AMERB desempeñan un papel importante en la creación de condiciones sociales y ecológicas que permitan su administración local (Gelcich et al., 2019).

6.4 FORZANTES EXTERNOS, FUENTES DE INCERTIDUMBRE Y DEBILIDADES

Los resultados especie-específicos generados por las AMERB han sido dispares, dependiendo del ciclo de vida de la especie involucrada, de la dinámica del proceso pesquero y de las características socioculturales de la AMERB que se está abordando (Orensanz et al., 2005; González et al., 2006; Aburto y Stotz, 2013; Aburto et al., 2014; Beckensteiner et al., 2020). Aunado a ello, otros factores forzantes externos, tanto distales como proximales (ver Capítulo 1), han afectado el desempeño del sistema. Por tanto, en muchos casos deben realizarse ajustes para adaptar el marco de gobernanza y manejo de los recursos y los ecosistemas que los contienen, a efectos de potenciar los beneficios derivados de las AMERB (Gelcich et al., 2006) como estrategia asimilable a un EEP. La Cuadro 6.1 presenta algunos factores identificados por los pescadores artesanales de Chile a efectos de ser abordados para mejorar el rendimiento de las AMERB, así como las soluciones que proponen (Castilla y Gelcich, 2008; Gelcich et al., 2017). Algunos aspectos contenidos en la Cuadro 6.1 se desarrollan en esta sección.

6.4.1 Ciclos de vida, clima y escalas operacionales relevantes

El éxito relativo del sistema de AMERB en Chile en el caso del loco llevó a su aplicación generalizada en diferentes tipos de recursos bentónicos con marcadas diferencias en su historia de vida y ante contextos social-ecológicos disímiles. Sin embargo, la resiliencia social-ecológica y la sostenibilidad de este tipo de sistemas no deben darse por sentadas, ya que las variaciones en las características de la historia de vida de las especies en cuestión, así como su sensibilidad a variaciones climáticas, podrían impedir su éxito.

Para la costa chilena, la herramienta operativa e institucional de las AMERB no ha sido exitosa en el caso de la pesquería de macha Mesodesma donacium. Esta especie habita playas arenosas de Chile y Perú, constituyendo una metapoblación con una fase larvaria planctónica dispersiva que impone incertidumbre en la capacidad de repoblamiento de los bancos de adultos residentes en el bentos. Por ejemplo, la AMERB implementada en la Bahía de Tongoy (norte de Chile) en 1998 logró un éxito esporádico (tres años), luego de lo cual la pesquería de macha colapsó debido a fallas en el reclutamiento y alta mortalidad natural (Aburto y Stotz, 2013). Dichos factores fueron atribuidos principalmente a los eventos de mortandades masivas en el norte de Chile y Perú como resultado del evento de El Niño de 1998 (Riascos et al., 2009; Ortega et al., 2012; Aburto y Stotz, 2013; Defeo et al., 2013). Un pequeño grupo de pescadores independientes reportó desembarques esporádicos y escasos en la AMERB entre 2009 y 2010. Sin embargo, la baja abundancia provocó el abandono del AMERB (Aburto y Stotz, 2013; Aburto et al., 2014). Por lo tanto, el cambio de un sistema de libre acceso a un AMERB no resolvió el problema causado por las altas fluctuaciones temporales en la abundancia de la macha y su extrema sensibilidad a variaciones ambientales (Aburto et al., 2014; Castrejón y Defeo, 2015). Esto sugiere que la implementación de un sistema AMERB debe integrar el conocimiento de las escalas espaciales a través de las cuales se conectan las diferentes subpoblaciones dentro de una metapoblación (Aburto et al., 2014). Es importante señalar que eventos similares de mortandades masivas de esta especie han ocurrido recientemente durante el fuerte evento de El Niño 2016, particularmente en la zona sur de distribución del recurso en Chile (McLachlan y Defeo, 2018). Como resultado, se ha dispuesto la veda del recurso en zonas de libre acceso en varias regiones de Chile por cinco años a partir del año 2017 (SUBPESCA, 2017), priorizando su explotación exclusiva en las AMERB con criterios precautorios.

Es importante hacer notar que, en el caso del loco, se han observado procesos de retención de larvas a nivel de caletas que pudieran sustentar la adecuación social-ecológica de las AMERB y su ajuste institucional. La existencia de un mecanismo de retención dado por la circulación en las cercanías de las caletas (similares a bahías en muchos casos) permitiría a los estadíos larvales permanecer alrededor de las áreas de asentamiento costero, evitando así su dispersión fuera de la costa (Poulin et al., 2002a, b, ver también Moreno et al., 1993). Esta evidencia proporciona apoyo a la recurrencia, la persistencia y la estabilidad relativa encontradas en varias poblaciones en la escala de las AMERB, y podría sugerir que algunas poblaciones locales serían compatibles espacialmente con el proceso de gestión. No obstante, situaciones como las descritas para la macha pudieran ocurrir en otros recursos bentónicos con fase larval dispersiva y extrema sensibilidad a variaciones climáticas (revisión en Defeo y Cansado, 2015). Los patrones oceanográficos de mesoescala que se encuentran en ambientes cercanos a la costa juegan un papel importante en la retención o dispersión de larvas y deben tenerse en cuenta al diseñar estrategias de manejo y evaluación de la escala espacial relevante para la implementación de sistemas de manejo como las AMERB.

El ejemplo provisto sobre un recurso altamente valorado a nivel nacional e internacional demuestra que aún en el caso de sistemas exitosos como las AMERB, es necesario desarrollar planes específicos de manejo de acuerdo al recurso analizado en las etapas de concepción y desarrollo del EEP. En este contexto, es imprescindible establecer una correspondencia entre las escalas propias de la historia de vida de los recursos, del proceso pesquero y de los planes de manejo, a efectos de logar un ajuste institucional en la gobernanza que resulte del ajuste de dichos procesos sociales y ecológicos (Defeo y Castilla, 2012; Epstein et al., 2015).

6.4.2 Mercados

El mercado internacional ha sido considerado como uno de los factores forzantes distales de mayor significación en recursos pesqueros en general (Österblom et al., 2017) y en recursos pesqueros objeto de explotación artesanal en particular (Castrejón y Defeo, 2015; Castilla et al., 2016; Crona et al., 2016; Defeo et al., 2016). El loco es un recurso de alto valor fuertemente integrado en el mercado global y, por lo tanto, las fluctuaciones de los precios influyen en los ingresos económicos de las comunidades locales. Por ejemplo, la crisis financiera mundial de fines de la primera década del presente siglo contrajo el consumo de langostas y abulones en los países desarrollados, particularmente en los Estados Unidos y la Unión Europea, los principales mercados extranjeros de la mayoría de los países latinoamericanos. La fuerte caída en la demanda de estos productos redujo su comercio global, así como sus precios al por mayor y menor, afectando el desempeño económico de varias pesquerías artesanales orientadas a la exportación en América Latina (Castrejón y Defeo, 2015; Defeo et al., 2016). Algunas tendencias económicas recientes dadas por una disminución en el valor de exportación del loco chileno (Figura 6.2) parecen reforzar la percepción de una fuerte dependencia de la globalización del mercado, donde las conexiones distales entre el precio de los productos locales y las tendencias internacionales en la oferta/demanda global de productos juegan un papel clave (Castilla et al., 2016). Este acoplamiento a distancia entre la producción y las fuerzas del mercado puede poner en peligro los esfuerzos de gestión de la pesca y afectar el desempeño económico de las AMERB (Castilla et al., 2016).

Se ha postulado recientemente que los beneficios de las AMERB para la biodiversidad podrían integrarse y agregar valor económico a los productos con mercados emergentes, por ejemplo, a través de ecoetiquetado de productos del mar con beneficios de biodiversidad, lo cual es denominado por Gelcich et al. (2017) como “BIO + seafood”. Estos beneficios de la biodiversidad asociados a una explotación sostenible pueden ser capitalizados por las comunidades locales. Asimismo, esta estrategia mitigaría, al menos en parte, los problemas derivados de las eventuales retracciones del mercado internacional. En América Latina, el desarrollo y comercialización de productos nacionales (en especial vivos o frescos) con cierto tipo de ecoetiquetado o bien garantía de calidad a nivel de producción y mercadeo, ha sido una estrategia exitosa para mitigar los efectos de retracciones de demanda internacional y al mismo tiempo competir en forma eficaz con productos análogos importados, derivados de la pesca o acuicultura (Defeo et al., 2016; Gianelli et al., 2018).

6.4.3 Acuicultura: efectos proximales y distales

La acuicultura constituye un factor forzante externo distal que puede afectar a las pesquerías de pequeña escala (Hall, 2011). En este contexto, la maricultura de especies sustitutivas al loco en países asiáticos ha tenido un efecto negativo sobre sus precios de exportación (Castilla et al., 2016). La caída en dichos precios tuvo un efecto negativo en los desembarques (oficiales) de loco en Chile, afectando a los usuarios de las AMERB y su esquema de gestión. Esto subraya el alto grado de integración del mercado y la relación directa de precios para estos gasterópodos entre los mercados de Chile y Asia, y sugiere que la acuicultura puede afectar a pesquerías geográficamente distantes. Debido a las grandes fluctuaciones del mercado y al impulso mundial para desarrollar la producción a gran escala de gasterópodos marinos, se requiere fortalecer la capacidad de adaptación para la diversificación de productos con un mayor valor agregado, a fin de no obstaculizar el desarrollo de las comunidades pesqueras costeras tradicionales.

A nivel local, sin embargo, la producción acuícola controlada puede favorecer el rendimiento de las AMERB. Cuando se preguntó a los pescadores sobre cómo mejorar el sistema de AMERB en Chile, el 63 por ciento de las respuestas mencionaron la necesidad de apoyo para las actividades de repoblación dentro de dichas áreas (Cuadro 6.1). Los presidentes de las asociaciones de pescadores apoyaron estas alternativas de mejora de la productividad de las AMERB. El uso de arrecifes artificiales para aumentar el espacio disponible para las especies y el reclutamiento tuvo apoyo adicional (Gelcich et al., 2017). Recientemente se ha dispuesto fondos sectoriales para apoyar en el desarrollo de acciones complementarias en las AMERB que sean compatibles con el manejo de los recursos explotados, incluyendo programas de repoblamiento, captación de semillas y actividades de acuicultura, cuyo propósito es mejorar el aprovechamiento de los sectores asignados, de acuerdo a sus características, condiciones y necesidades particulares (SUBPESCA, 2017). Se ha propuesto la implementación de sistemas mixtos AMERB-acuicultura para complementar ganancias económicas que permitan superar los desafíos de mantener SES sostenibles (Sepúlveda et al., 2019). El capital social ha sido identificado como clave en la implementación de estos sistemas mixtos, pudiéndose promover una estrategia de diversificación de medios de vida para las comunidades pesqueras que conjunta los beneficios económicos de la acuicultura con los beneficios social-ecológicos de las AMERB (Sepúlveda et al., 2019).

6.4.4 Pesca ilegal y áreas de libre acceso

El estudio de percepciones desarrollado por Gelcich et al. (2017) mostró que la pesca ilegal y la dificultad de hacer cumplir la ley es el principal problema actual en las AMERB. Un 70 por ciento de los pescadores declararon que la apropiación indebida de recursos constituye un problema crítico. Otros problemas importantes, como el conflicto con otras organizaciones (8 por ciento) y las dificultades para hacer cumplir la normativa en las áreas vigentes (8 por ciento), se relacionan de una u otra manera con la pesca ilegal.

El sistema de manejo se ha deteriorado en los últimos años. Estimaciones recientes sugieren que los desembarques oficiales reportados por las agencias del gobierno representan entre el 14 y 30 por ciento de la extracción total de locos (Oyanedel et al., 2017), por lo cual ignorar la magnitud de la pesca ilegal puede resultar en conclusiones falsas sobre el estado del recurso y las tendencias pesqueras en las AMERB (Castilla et al, 2016; Oyanedel et al., 2017). Estos autores mencionan que las propias asociaciones de pescadores autorizan a sus miembros a extraer ilegalmente locos dentro de las AMERB. La razón principal por la que los pescadores no participan activamente en sistemas de MCV en las AMERB es porque consideran que la vigilancia gubernamental de dichas áreas y la penalización a pescadores furtivos no son efectivas. Una respuesta eficaz por parte del gobierno cuando se detectan pescadores furtivos, unida a penalizaciones más estrictas, podrían llevar a un mayor cumplimiento de las normas por parte de los pescadores al respecto (Davis et al., 2017). El apoyo del gobierno en la fiscalización a través de un sistema fortalecido de MCV es clave para que el sistema AMERB garantice los derechos vigentes y así robustecer el sistema de gobernanza para una mejor gobernabilidad (Gelcich et al., 2017; Oyanedel et al., 2017). Esto permitiría generar planes adaptativos de manejo mediante los cuales las agencias gubernamentales y los incentivos y objetivos de los pescadores se alineen y retroalimenten en un proceso de aprendizaje sobre la marcha (Oyanedel et al., 2017).

Atendiendo al problema que representa la pesca ilegal, el gobierno de Chile ha vedado la extracción del loco en zonas de libre acceso, y su comercialización y transporte son pasibles de multas (www.eldesconcierto.cl/new/2018/01/03/prohibido-hasta-el-2022-extraccion-y-comercializacion-del-loco-es-vetada-en-15-regiones/). Como tal, la pesca ilegal es difícil de abordar en Chile, donde los miles de km de extensión de costa dificultan la implementación de sistemas eficientes de MCV. Además, los cambios no dependen del comportamiento ideal de un actor, “el pescador ético”, sino de las transformaciones de las prácticas interrelacionadas de todos los actores a lo largo de la cadena de valor (Nahuelhual et al., 2018). Análisis relacionados a la pesca ilegal en otras pesquerías artesanales en Chile mostraron que factores contextuales, como los niveles de las cuotas de captura, son claves para explicar el incumplimiento de normas (Oyanedel, Gelcich y Milner-Gulland, 2020). Esto resalta la necesidad de abordar esta problemática común en América del Sur de una manera comprehensiva, incluyendo análisis de las motivaciones para el incumplimiento por parte de los usuarios, a efectos de guiar las políticas locales y nacionales de gestión pesquera. La pesca ilegal como problema multicausal (Nahuelhual et al., 2020) es mencionada en este documento para el pepino de mar en Galápagos (Capítulo 7) y anchoveta en Perú (Capítulo 8), donde no solo se afecta al sector extractivo sino también a otros actores de la cadena de valor (Gelcich et al., 2017; Nahuelhual et al., 2018).

En relación con lo anterior, la Ley Nº20.560 (enero de 2012) definió explícitamente la facultad jurídica para diseñar e implementar Planes de Manejo para recursos bentónicos en áreas de libre acceso que no se encuentren declaradas bajo ningún tipo de concesión marítima, incluyendo las AMERB (Comité Científico Técnico Bentónico, 2019). La Ley Nº 20.657 (febrero de 2013) precisa los contenidos mínimos que debe contener un Plan de Manejo, las medidas a aplicar y un programa de recuperación en aquellas pesquerías sobreexplotadas o agotadas y sujetas a una intensa pesca ilegal (Estévez et al., 2020). Se establece la posibilidad de la creación de un Comité de Manejo (asesor a la Subsecretaría de Pesca y Acuicultura) con el cometido de elaborar, implementar, evaluar y adecuar los planes de manejo (Comité Científico Técnico Bentónico, 2019). La figura del Plan de Manejo también es considerada para aquellas pesquerías clausuradas o bien declaradas en régimen de recuperación y desarrollo incipiente, lo cual es congruente con un EEP. Dicho plan debe contener, entre otros aspectos, las áreas de pesca y caracterización de los actores, así como los objetivos, metas y plazos para mantener o llevar la pesquería al rendimiento máximo sostenible y las estrategias para alcanzarlos, incluyendo criterios de evaluación de su cumplimiento (Comité Científico Técnico Bentónico, 2019). Esto implica que el EEP puede ser escalado a nivel nacional y no necesariamente restringido a las AMERB. La toma de decisiones estructuradas ha sido recientemente sugerida para generar espacios para el análisis racional de alternativas, costos y beneficios, catalizando un pensamiento deliberativo en la gestión de la pesca en el marco del desarrollo de los planes de manejo antes mencionados (Estévez et al., 2020). Mediante la aplicación de este marco teórico, los pescadores identificaron que las medidas de autorregulación pueden tener un mejor rendimiento que el control basado en la autoridad central, lo cual sería clave en el contexto de la pesca ilegal.

6.5 CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS

El colapso de algunas pesquerías chilenas durante los 1980s, la ausencia de institucionalidad y la pobre gobernabilidad, generaron una crisis en el sector pesquero chileno que potenció movimientos sociales de envergadura. Éstos sirvieron como base para desarrollar un nuevo marco legal participativo dirigido a afianzar una política pública pesquera. Entre los instrumentos de gestión sobresalió el desarrollo de las AMERB, equiparadas en este documento a un caso especial de Unidad Funcional de Manejo Ecosistémico Pesquero. El sistema de AMERB detuvo en buena medida la sobrepesca y generó un mayor sentido de uso exclusivo y propiedad entre los pescadores. El análisis de largo plazo muestra que este instrumento ha sido valioso y ha permitido avanzar hacia el desarrollo sostenible de la pesquería de loco, aunque no exento de problemas. Éstos están relacionados en mayor grado con la gobernanza (pesca ilegal debido a un débil MCV que se ha agravado en la actualidad), así como el efecto de forzantes externos como el mercado y la acuicultura. En otros recursos bentónicos se ha documentado fracaso de las AMERB cuando las escalas de los procesos biológicos relacionados con los ciclos de vida trascienden la escala de manejo operacional impuestas por las AMERB, generando un desacople social-ecológico. Más allá de estos problemas, la aproximación desarrollada en esta pesquería toma en cuenta instrumentos del EEP, incluyendo la participación de los usuarios, mecanismos de consulta y evaluación y planes de manejo para cada AMERB. Asimismo, un gran logro de esta aproximación ha sido su repercusión positiva en la conservación de la biodiversidad. No obstante, si bien la estrategia inicial era desarrollar un marco adaptativo de aprendizaje dinámico de revisión de los arreglos institucionales y de las pautas de manejo, el sistema se ha visto socavado por la debilidad del MCV y la propensión de los usuarios a desarrollar actividades ilegales de pesca aun dentro de las propias AMERB. Actualmente, hay margen de mejora con respecto a la aplicación de las AMERB, su rentabilidad, los impactos socioeconómicos en los usuarios de los recursos y la adaptabilidad de la herramienta de gobernanza y manejo a la realidad local; la ciencia es clave para adaptar las AMERB para fortalecer su resiliencia y/o permitir nuevas transformaciones (Brodie Rudolph et al., 2020).

La nueva Ley de Pesca de Chile aprobada en 2013 obliga a transitar hacia una aproximación de manejo pesquero basada en el ecosistema (EBFM por sus siglas en inglés), lo cual implica un manejo multiespecífico que gana en complejidad con respecto a la aproximación del EEP uniespecífica desarrollada en este documento. La transición al EBFM ha sido considerada como un mecanismo potencial, al menos en teoría, para mejorar la gestión de los recursos marinos de Chile (Porobic et al., 2018), que en la actualidad se encuentran en una situación preocupante (Nahuelhual et al., 2019). No obstante, sugieren la necesidad de cambiar aspectos de gobernanza relacionados con los consejos de administración y los comités científicos (actualmente estructurados en torno a especies individuales) a un marco multiespecífico, así como la participación más amplia de actores relevantes y el uso de puntos de referencia multiespecíficos. El desarrollo de aproximaciones multidisciplinarias propias del análisis de SES (Ostrom, 2009) es relevante en este contexto, de manera de generar conocimientos interdisciplinarios emergentes que permitan desarrollar una aproximación sólida para este nuevo escenario de manejo de recursos en Chile. El reciente documento de posición del IFOP (2018) resalta la necesidad de considerar cambios en las instituciones e instrumentos del manejo pesquero para implementar un enfoque ecosistémico multiespecífico, incluyendo no solo a los Comités de Manejo pesquero y Científico Técnicos, sino también a los Consejos Zonales de Pesca.

7. El pepino de mar Isostichopus fuscus en Galápagos (Ecuador)

7.1 LA PESQUERÍA: CARACTERÍSTICAS BÁSICAS

El pepino de mar (Isostichopus fuscus) constituyó el recurso pesquero económicamente más importante de Galápagos entre 1992 y 2006 (Castrejón et al., 2014). El método de captura es mediante buceo libre y “hookah”, siendo este último el más empleado desde principios de la década de los 1970s (Cuadro 1.2). El pepino de mar se distribuye en todas las islas del archipiélago, observándose las mayores densidades en la región oeste, particularmente entre las islas Isabela y Fernandina (Toral-Granda y Martínez, 2004; Wolff, Ruiz y Taylor, 2012). Las principales zonas de pesca se localizan en sitios aledaños a los puertos poblados y en particular en la región oeste de Isabela (Toral-Granda et al., 2006, Figura 7.1). Datos recopilados por la Dirección del Parque Nacional Galápagos (DPNG) indican que, en 2015, última temporada de pesca de pepino de mar, había 123 barcas de pesca autorizadas y 340 pescadores registrados (DPNG, 2015a). La capacidad pesquera tuvo su máximo nivel en el año 2000, con 1229 pescadores y 377 barcas activas (aunque la participación efectiva fue menor debido a la presencia de permisos ociosos y desactualización del padrón de pesca), para luego disminuir sistemáticamente en el tiempo (Castrejón y Charles, 2020).

La captura de pepino alcanzó su máximo en el año 2002, con 8 300 000 pepinos. En la temporada de pesca (2 meses) de 2011 se capturó cerca de un millón de individuos (cuota establecida para dicha temporada) correspondiente a un valor cercano a USD 4 millones, mientras que en 2015 se capturaron 540 000 individuos (cuota establecida de 500 000 individuos), para un ingreso bruto total estimado en USD 1 455 600 (DPNG 2015a). El precio unitario del recurso se ha incrementado sostenidamente en el tiempo debido a su alta aceptación en el mercado asiático por sus propiedades medicinales (Purcell et al., 2013; Defeo et al., 2016). Los mercados más importantes a nivel mundial son China, China RAE de Hong Kong, Singapur y Provincia China de Taiwán (ToralGranda, Lovatelli y Vasconcellos, 2008), donde los pepinos son comercializados frescos o secos. En las secciones siguientes se aporta un análisis histórico de las capturas y otros indicadores pesqueros.

7.2 FACTORES DESENCADENANTES DE CAMBIOS EN EL SISTEMA SOCIAL-ECOLÓGICO

En los años 1990s, la gestión de los recursos marinos en Islas Galápagos enfrentó varios desafíos políticos, socioeconómicos y ecológicos, incluyendo la expansión no regulada de la pesquería de pepino de mar (Castrejón, 2011). El déficit de oferta, dado por la disminución de la abundancia de pepino a nivel mundial (Toral-Granda, Lovatelli y Vasconcellos, 2008; Purcell et al., 2013) y local (Castrejón, 2011), aunado a un incremento exponencial de la demanda procedente de países asiáticos y a un inadecuado e ineficiente sistema de monitoreo, control y vigilancia (MCV) que incrementó la pesca ilegal, determinó que la pesquería de pepino operase, de facto, bajo un régimen de acceso abierto (Castrejón, 2011). La fuerte y constante presión social, influida por un auge económico generado por la pesca de pepino de mar, generó la sobrecapitalización de la flota e incentivó la pesca ilegal (Castrejón, 2011). Estos hechos condujeron al establecimiento de una veda precautoria total de la pesquería por un periodo de 5 años (1994-1999).

La situación anterior fue un factor desencadenante que creó estímulos para el cambio (interrupción del status quo: ver Capítulo 1) y generó un profundo cambio estructural en el marco legal y de manejo de las pesquerías de las Islas Galápagos (Castrejón, 2011). Este cambio estuvo dado por la promulgación de la Ley Orgánica de Régimen Especial para la Conservación y Uso Sustentable para la Provincia de Galápagos (LOREG) en marzo de 1998. La LOREG incluyó la creación de la Reserva Marina de Galápagos (RMG), una reserva de usos múltiples de casi 138 000 km^2 (Castrejón et al., 2014). La LOREG implementó muchos de los aspectos institucionales y de manejo característicos del enfoque ecosistémico de la pesca. Si bien la LOREG y el Plan de Manejo de la RMG implementado en 1999 (Figura 7.2) no hacen referencia explícita al enfoque ecosistémico de la pesca (EEP), los principios generales y los objetivos específicos de manejo perseguidos para la reserva se pueden considerar análogos a aquellos que conforman un EEP (Castrejón y Charles, 2013; Vinueza et al., 2014; Defeo, 2015). Previo a la ley, los recursos marinos de las Islas Galápagos eran manejados bajo un esquema de manejo centralizado y un régimen de libre acceso (Castrejón, 2011). Sin embargo, a partir de la entrada en vigor de la LOREG, el gobierno estableció diversas medidas de manejo para controlar el acceso y nivel de explotación de los recursos pesqueros, particularmente el pepino de mar y la langosta espinosa (Figura 7.2). Las dos medidas más relevantes fueron el cambio institucional de un modo de gobernanza jerárquico a otro de co-manejo (Baine et al., 2007; Heylings y Bravo, 2007) y la implementación de un esquema de zonificación marina (Castrejón y Charles, 2013), ambos en consonancia con los lineamientos específicos de un EEP. Otras medidas implementadas gradualmente entre 1998 y 2002 incluyeron: (1) la extensión de los límites de la reserva de 28 a 74 km; (2) la prohibición de la pesca industrial dentro de sus límites; (3) el establecimiento de una moratoria a nuevos pescadores; (4) la asignación de licencias y permisos de pesca exclusivamente a pescadores artesanales que cumplieran dos requisitos: (a) poseer la categoría de residente permanente en la Provincia de Galápagos; y (b) estar afiliados a una de las cuatro cooperativas legalmente constituidas a la fecha de la promulgación de la ley; y (5) un programa de cuotas de captura en la pesquería de pepino de mar en 2001, que fracasó en la práctica (Castrejón, 2011).

El cambio institucional trascendente dado por la implementación del co-manejo como modo de gobernanza se logró mediante la creación e institucionalización de la Junta de Manejo Participativo (JMP) y la Autoridad Interinstitucional de Manejo (AIM) (Baine et al., 2007; Heylings y Bravo, 2007). Ambas entidades conformaron el Sistema de Manejo Participativo (SMP: Figura 7.3). La JMP constituyó un foro local de discusión y toma de decisiones conformado por representantes del sector pesquero artesanal local (compuesto por la Asociación de Cooperativas Artesanales Pesqueras, integrada por cuatro cooperativas), la Cámara de Turismo de Galápagos, los guías naturalistas, el sector ciencia y conservación, representado hasta mediados de 2008 por la Fundación Charles Darwin (FCD) y el Servicio del Parque Nacional Galápagos (SPNG), institución responsable de la administración de la RMG. Por su parte, la AIM constituyó un foro ministerial de toma de decisiones con sede en el Ecuador continental, integrado por delegados de cuatro ministerios (Ambiente, Defensa, Turismo, Agricultura y Ganadería, Acuicultura y Pesca), el Comité Ecuatoriano para la Defensa de la Naturaleza y el Medio Ambiente y dos sectores locales de Galápagos (Cámara de Turismo de Galápagos y sector pesquero). En la AIM, el SPNG tuvo el rol de secretario técnico del Ministerio del Ambiente, mientras que la FCD fue el asesor técnico. Así, los usuarios estaban representados en todos los niveles del SMP. Las decisiones en la JMP se tomaban por consenso, mientras que en la AIM se tomaban por mayoría (Figura 7.3). Por lo general, una amplia mayoría de las propuestas consensuadas a nivel de la JMP fueron posteriormente aprobadas por la AIM sin mayores modificaciones (Heylings y Bravo, 2007). En caso de que una propuesta de manejo no alcanzase consenso en la JMP, la AIM tenía la opción de tomar la decisión final (considerando negociaciones previas) o bien podía decidir enviar la propuesta a la JMP para que fuera discutida y negociada nuevamente (Heylings y Bravo, 2007). Por tanto, los actores locales (pescadores, operadores turísticos, guías naturalistas, conservacionistas y científicos) participaban activamente en el proceso de toma de decisiones junto con el PNG y el Ministerio del Ambiente, instituciones responsables de administrar la RMG (Figura 7.3). Estos conceptos mantuvieron cierta vigencia en la reforma de la LOREG en 2015 (Figura 7.2), aunque se dieron cambios como resultado de ciertas deficiencias en la gobernanza, que se detallan en numerales siguientes.

En consonancia con los planes anuales de manejo establecidos en el ciclo del EEP, los objetivos de manejo para las principales pesquerías en la RMG fueron plasmados en los Calendarios Pesqueros anuales (1998, 1999, 2000 y 2001). Los monitoreos poblacionales anuales permitieron un manejo adaptativo en función de las densidades poblacionales estimadas para el recurso, incluyendo un sistema de indicadores y puntos de referencia como paso fundamental hacia la plena implementación de un EEP (Castrejón et al., 2014).

Tal como se mencionó anteriormente, la LOREG incluyó un esquema de zonificación diseñado, planificado e implementado a través de un proceso participativo y consensuado entre los años 1997 y 2006 (Castrejón y Charles, 2013). Éste representó un componente básico para el desarrollo de un enfoque ecosistémico en las Islas Galápagos (Vinueza et al., 2014). El área comprendida dentro de la reserva se dividió en tres zonas principales: 1) de uso múltiple; 2) de uso limitado; y 3) zonas portuarias. Las zonas de uso múltiple fueron destinadas a realizar las actividades permitidas por el PNG (i.e. pesca artesanal, turismo, navegación e investigación). Las zonas de uso limitado, las cuales abarcan las aguas costeras que rodean las Islas (300 m desde la línea de costa), fueron categorizadas en cuatro subzonas: (1) de protección y conservación; (2) de conservación y actividades no-extractivas (i.e. turismo); (3) de conservación y actividades extractivas y no extractivas (i.e. pesca y turismo); y (4) de manejo temporal especial. Esta última puede ser implementada dentro de cualquiera de las restantes tres subzonas y fue concebida con el fin de implementar esquemas temporales de manejo (e.g., clausuras estacionales) y para permitir la recuperación de especies o hábitats marinos que hayan sido afectados por actividades humanas (e.g. explotación, derrames de petróleo) o por condiciones ambientales extremas (Castrejón y Charles, 2013). A pesar del establecimiento del esquema de zonación antedicho, éste no se materializó en el corto plazo debido a una prolongada etapa de consenso en la delimitación específica de las subzonas, un débil sistema de MCV y al desconocimiento de los pescadores acerca de los límites de cada subzona de manejo.

Los Planes de Manejo de la RMG adoptados desde la LOREG de 1998 contemplan un enfoque ecosistémico que incluye aspectos relacionados con: (1) la zonificación de uso de los recursos; (2) los mecanismos y medidas para proteger las especies marinas vulnerables y frágiles de los ecosistemas; (3) vedas y otras medidas, controles y mecanismos que propendan a la conservación de las especies, los recursos marinos y los ecosistemas; (4) diferentes medidas operacionales de manejo pesquero en la RMG, así como la regulación del transporte y comercialización de productos a nivel nacional; (5) el control de actividades, usos y modalidades turísticas en la RMG; (6) la evaluación y control de impactos ambientales sobre el ecosistema marino; (7) mecanismos de control, monitoreo y coordinación de actividades entre las instituciones públicas que realicen actividades en la RMG; y (8) requerimientos para la realización de estudios de investigación científica en la RMG. Estas medidas de manejo de corte operacional son congruentes con la implementación de un EEP, el cual, si bien no es mencionado en términos explícitos, ha sido desarrollado en función de los principios básicos definidos en este documento.

7.3 IMPACTO DE LOS CAMBIOS INSTITUCIONALES Y OPERACIONALES

7.3.1 Gobernanza y manejo

La aprobación de la LOREG en 1998 determinó que la pesquería de pepino de mar fuese reabierta en 1999 por dos meses (abril-mayo), restringiéndose el acceso únicamente a embarcaciones y pescadores con licencia PARMA (Permiso de Pescador Artesanal, licencia de pesca). A partir de ese año, se realizó un monitoreo independiente de la pesquería de carácter participativo, cuyo objetivo original fue evaluar la densidad y estructura poblacional del pepino de mar (Toral-Granda et al., 2003; Wolff, Schuhbauer y Castrejón, 2012). Entre 1999 y 2006, dicho monitoreo fue empleado para evaluar el estado del recurso y para decidir anualmente la apertura de la pesquería (Purcell 2010; Defeo et al., 2016). En el año 2001 se estableció por primera vez en la RMG, y para este recurso en particular, un sistema de cuotas individuales transferibles. Esta aproximación fracasó debido a una inadecuada estimación y repartición de la captura total permisible (CTP) y un comportamiento especulativo de los pescadores (Castrejón 2011; Castrejón et al., 2014). En 2002 fue eliminado el sistema de cuotas, conllevando a un aumento de los desembarques, los cuales disminuyeron posteriormente de forma marcada (Figura 7.4).

Aun cuando el marco legal buscaba crear un sentido de derechos de propiedad a través de la clara definición de límites territoriales, grupos de usuarios y derechos de uso, en la práctica dicho marco produjo resultados parcialmente exitosos. La implementación de medidas institucionales de alto nivel (co-manejo) y operacionales (e.g., veda total, moratoria, captura total, zonificación, tallas mínimas) incluidas en la LOREG y en el Plan de Manejo de la RMG lograron retrasar, más no evitar, el colapso de la pesquería de pepino de mar. Varios factores fueron responsables de este fracaso, incluyendo (Defeo et al., 2009; Castrejón y Charles, 2013; Castrejón et al., 2014): (1) una débil aplicación del Plan de Manejo de la RMG; (2) una asignación poco clara de los derechos de pesca (licencias y permisos) e incapacidad del sistema de manejo para mitigar prácticas de pesca excesivas; (3) una escasa o nula implementación de sistemas de (MCV); (4) la carencia de estimaciones robustas de la biomasa disponible de pepino de mar y de un método para el cálculo de la CTP anual, junto con la carencia de puntos de referencia y reglas de decisión para guiar las decisiones de manejo de la pesquería; y (5) un liderazgo débil, falta de cohesión social e inadecuada organización del sector pesquero local. Asimismo, el marco legal no fue aplicado a tiempo para limitar el acceso a las pesquerías de pepino de mar y langosta espinosa (Heylings y Bravo, 2007; Castrejón, 2011, 2012a, 2012b). La moratoria que prohibía la autorización de nuevos permisos de pesca, establecida en la LOREG en 1998, no fue aplicada sino hasta el cierre del registro pesquero durante el año 2002, es decir, cuatro años después de haber sido aprobada. Esto generó un aumento drástico del esfuerzo de pesca que produjo niveles de explotación que determinaron la disminución de estimadores directos (densidad) e indirectos (CPUE) de la abundancia (Figura 7.4). Además, el Plan de Manejo ecosistémico dirigido a contender con las actividades múltiples desarrolladas en la RMG no se materializó en la práctica, en especial debido a la ausencia de articulación interinstitucional y de una política coherente de largo plazo que permitiera consolidarlo.

A pesar de las modificaciones institucionales y respuestas adaptativas para contender con los factores que indujeron a la sobreexplotación del recurso, los órganos de co-gobierno no pudieron “romper” la asociación creada entre intermediarios externos al sistema (“bandidos itinerantes” sensu Berkes et al., 2006) y los pescadores locales desde 1992 (Castrejón y Defeo, 2015). La pobre implementación de sistemas de MCV permitió la explotación ilegal que promovió un efecto Allee antropogénico (sensu Courchamp et al., 2006): es decir, a medida que disminuyó la abundancia del recurso, la disposición de los agentes externos, especialmente intermediarios asiáticos, a pagar precios más altos por el pepino de mar aumentó exponencialmente (Defeo y Castilla, 2012; ver Sección siguiente). Por tanto, la expectativa de mayores ganancias motivó a los pescadores a acelerar sus tasas de explotación, incluso a niveles de abundancia decrecientes (Figura 7.4). En este contexto, los bandidos itinerantes, con la participación de intermediarios locales, alentaron a los pescadores locales a capturar pepinos de mar ya sea por debajo de la talla mínima legal o durante los períodos de cierre estacional. La pesca ilegal se intensificó a medida que la abundancia del recurso se hizo más escasa. Este círculo vicioso de explotación llevó al colapso y al cierre de la pesquería en 2006 (Castrejón et al., 2014; Defeo et al., 2016).

En el año 2006 se estableció una veda de casi dos años con el fin de recuperar el recurso. Paralelamente, se inició un proceso técnico y participativo (pescadores, científicos y tomadores de decisión) de revisión y evaluación del sistema de manejo pesquero de la RMG. Esta evaluación puso en evidencia que los objetivos de alto nivel y la existencia de un modo de gobernanza descentralizado (explícitamente contenido en el marco legal) no fueron suficientes para un adecuado desempeño del sistema. La implementación del sistema de licencias, el co-manejo y la zonificación de la RMG (elementos sustanciales del EEP) no impidió el colapso pesquero (Castrejón y Charles, 2013; Defeo et al., 2016). Las fallas de operacionalización y la débil organización del sector artesanal, con ausencia de cohesión y de identificación con los líderes que los representaban en la JMP, potenció la pesca ilegal.

La pesquería fue reabierta a fines de 2007, con diversas herramientas de manejo que incluyeron (Castrejón, 2011): (1) una temporada de pesca acotada en el tiempo; (2) una talla mínima de captura (20 cm en estado fresco); (3) una CTP (2 millones de individuos); y (4) una zona de no-extracción ubicada en el Canal Bolívar (Figura 7.1). Sin embargo, en esa temporada se extrajo solo el 62 por ciento de la CTP, siendo el volumen más bajo desde 1999 y el segundo valor más bajo de CPUE para el período analizado (Figura 7.4). En 2009, se definieron puntos de referencia límite y objetivo para la pesquería de pepino de mar, fundamentados en la densidad poblacional de la especie. Además, el diseño de monitoreo anual independiente de la pesquería fue revisado y rediseñado para proveer estimaciones del tamaño de la población y de la correspondiente cuota anual de captura (Wolff, Schuhbauer y Castrejón, 2012).

En la última década, el recurso mostró valores de densidad menores al punto de referencia límite (11 pepinos/100 m^2), regla de decisión para cerrar la pesquería. En función de dicha regla, se han establecido vedas pesqueras sucesivas (Figura 7.4; Defeo et al., 2016). Dicha regla, consensuada entre las partes y que incluyó un enfoque de manejo tipo “semáforo”, ha permitido disminuir significativamente el nivel de conflicto asociado al manejo de esta pesquería (Castrejón et al., 2014). Sin embargo, los resultados del monitoreo realizado en 2015 a efectos de evaluar la eventual reapertura de la pesquería indicaron que el recurso se mantenía en una fase crítica: no se constataron signos de recuperación a pesar de haber permanecido cuatro años consecutivos en veda total (DPNG, 2015b). A pesar de que la densidad era menor al punto de referencia límite, la pesquería se reabrió por razones sociopolíticas (Mauricio Castrejón, com. pers.), lo cual se reflejó en las tendencias negativas de los indicadores bioeconómicos (precio, rendimientos pesqueros y densidad: Figura 7.4). Esto sugiere que el marco legal e institucional bajo un enfoque que integra muchos componentes del EEP no consiguió la óptima utilización del recurso ni aseguró el desarrollo sostenible de la pesquería. Se ha fallado en “aterrizar” el marco legal en términos de referencia claros para los pescadores y en consecuencia en la negociación por el uso del recurso (Heylings y Bravo, 2007; Castrejón, 2011; Castrejón et al., 2014). La incertidumbre en la política del sector pesquero en Galápagos y la ausencia de una política de Estado generaron inseguridad en los usuarios con respecto a sus derechos, transformando un marco legal plausible y maduro (al menos así plasmado en la ley) en un sistema errático (Castrejón, 2011 y referencias contenidas allí). Asimismo, la JMP no generó consensos sobre temas conflictivos (Jones, 2013), particularmente sobre la gestión de la pesquería de pepino de mar.

La ineficacia del sistema de gobernanza llevó a un proceso de reforma de la LOREG que se inició en 2009 y finalizó en 2015 (Figura 7.2), e incluyó la reestructura del sistema de gobernanza (CGREG, 2016). De acuerdo con la nueva Constitución ecuatoriana, la Provincia de Galápagos debe ser administrada por un Consejo de Gobierno (Consejo de Gobierno del Régimen Especial de Galápagos (CGREG)) para asegurar la conservación del patrimonio natural y el “buen vivir” de las comunidades locales (Castrejón y Moreno, 2018). El “buen vivir” es un concepto indígena adoptado en el actual marco legal ecuatoriano, que se refiere a la relación armoniosa entre los seres humanos y el ambiente. El CGREG está compuesto por representantes de la Presidencia ecuatoriana (que actúa como presidente del Consejo de Gobierno), los ministros del Ambiente y de Turismo, el Coordinador de Sectores Estratégicos, la Secretaría Nacional de Planificación (SENPLADES) y los gobiernos municipales y parroquiales de las islas de Santa Cruz, San Cristóbal e Isabela. Asimismo, la LOREG del 11 de junio de 2015 propone que la estructura de gobernanza cambie de un co-manejo cooperativo (establecido en la RMG en 1998) a un co-manejo consultivo (Castrejón y Moreno, 2018). Como resultado de este cambio, la JMP debe ser reemplazada por una nueva entidad de co-manejo denominada por la LOREG como “Consejo Consultivo de Manejo Participativo”. La creación del CGREG significó además la eliminación del AIM y del Instituto Nacional Galápagos, a efectos de que este cambio institucional integre la gobernanza de las áreas protegidas y habitadas del archipiélago, en aras de una mejor gobernabilidad. El CGREG aún está en proceso de poner en práctica el nuevo Consejo Consultivo en los procesos de consulta y toma de decisiones. Resta aún (Castrejón y Moreno, 2018): (1) definir una política de estado para el manejo y desarrollo de la pesca artesanal en la RMG; (2) concluir procesos de reforma del marco legal (LOREG y Reglamento de Pesca) y crear e implementar el Consejo Consultivo; (3) definir mecanismos de colaboración y coordinación interinstitucional en el marco legal; y (4) revisar y actualizar la normativa pesquera vigente (i.e., Reglamento de Pesca, Plan de Manejo, Calendario Pesquero Quinquenal, convenios de trabajo). Asimismo, aún esta inconcluso el proceso de adaptación e implementación de la nueva zonificación marina de la RMG, ratificada bajo acuerdo ministerial (Ministerio del Ambiente) en marzo de 2016.

El calendario pesquero para el periodo 2016-2021 establecido por la DPNG estipula diversas estrategias de manejo para el pepino de mar, incluyendo (DPNG, 2016): (1) una veda de la pesquería por 5 años; (2) la reapertura adaptativa de la pesquería en función de monitoreos poblacionales realizados por la DPNG (punto de referencia límite de 11 individuos/100 m^2); (3) el establecimiento de una CTP a partir de los resultados del monitoreo poblacional (ver criterios en Wolf et al., 2012), aunque con una cuota mínima de 600 000 individuos; (4) una talla mínima de captura (20 cm longitud total en organismos frescos y 7 cm en organismos en salmuera); y (5) una duración de la temporada de pesca hasta alcanzar la CTP. La pesquería no se ha vuelto a abrir desde 2015.

7.3.2 Aspectos socio-económicos y el papel clave del mercado como forzante externo

Los detalles provistos en la sección anterior resaltan el papel clave del mercado (legal e ilegal) y de su globalización como forzante externo crítico en esta pesquería de pequeña escala, el cual se ve potenciado por una gobernanza débil y una capacidad limitada de MCV. Los resultados del análisis de largo plazo muestran un incremento temporal significativo en el precio, concurrentemente con una disminución en la CPUE y la abundancia del recurso (Figura 7.4). El análisis conjunto de la CPUE y del precio del producto siguió una relación negativa, como resultado del aumento del precio debido a una baja disponibilidad del recurso. Esto repercutió negativamente en los retornos económicos por pescador. El estado de sobreexplotación del recurso se vio reflejado en varias clausuras pesqueras entre 2005 y 2014 y desde 2016 a la fecha (Figura 7.4).

El déficit de oferta e incremento de la demanda de países desarrollados donde recursos costeros análogos han sido sobreexplotados, ha potenciado un aumento sostenido del precio unitario en este tipo de recursos (Crona et al., 2015; Defeo et al., 2016). Esto ha generado un aumento exponencial en el esfuerzo de pesca (incluso ante muy bajas tasas de captura) debido a los bajos costos de inversión y operación, lo cual ha resultado en colapsos social-ecológicos de varias pesquerías de invertebrados de América Latina, incluyendo el pepino de mar (Defeo y Castilla, 2012). En esta pesquería, la presencia de agentes mercantilistas externos promovió la extracción ilegal, al ofrecer altos precios de comercialización a comunidades locales escasas en recursos económicos y con limitadas o nulas fuentes de empleo alternativo (Castrejón y Defeo, 2014). La débil gobernanza, la ineficaz aplicación y fiscalización de las medidas de manejo y las altas preferencias intertemporales en el uso del recurso, facilitaron la extracción ilegal, acelerando su agotamiento en el corto plazo (Castrejón, 2011).

Un componente importante en la explicación de las tendencias de largo plazo está dado por el aumento de la demanda internacional, así como por la sobreexplotación o colapso de otras pesquerías de pepino de mar a nivel mundial (Purcell et al., 2013; Crona et al., 2015; Defeo et al., 2016). La globalización de los mercados generó un efecto de sobreexplotación serial en forma de auge y caída (“boom-and-bust”: Purcell et al., 2013), donde la declinación del rendimiento pesquero ocurre de forma vertiginosa e impide reaccionar a tiempo para delinear un plan de manejo (Anderson et al., 2010; Eriksson et al., 2015). La interconexión de los mercados mantiene un flujo continuo de productos pesqueros para cubrir la demanda insatisfecha (Crona et al., 2015). Este proceso, conocido como dilución (sensu Crona et al., 2015), determina una dinámica de auge y caída en pesquerías de países en desarrollo, socavando la capacidad de recuperación de poblaciones de alto valor. Este sistema vertiginoso de desarrollo y explotación hizo que el marco institucional establecido por la LOREG no pudiera evitar el colapso de la pesquería de pepino de mar en Galápagos. Si bien son varios los factores identificados como responsables de este fracaso (Castrejón, 2011, 2013; Castrejón y Charles, 2013; Defeo et al., 2016), el efecto Allee antropogénico antes mencionado agudizó la sobreexplotación a través de la intensificación de la pesca ilegal y llevó al colapso social-ecológico de la pesquería (Castrejón et al., 2014).

El caso de pepino de mar ejemplifica un nuevo fenómeno de globalización y acoplamiento a distancia de los mercados, cada vez más común en el caso de pesquerías de invertebrados como la analizada, denominado explotación de recursos contagiosa (“contagious resource exploitation” sensu Eriksson et al., 2015). Este constituye un sistema de rápido movimiento de los agentes intermediarios errantes a modo de epidemia, donde la explotación y comercialización de los recursos se acelera en función de su demanda, y los cambios de pesquería objetivo se producen rápidamente entre países en función del agotamiento de los caladeros locales. Esta estrategia genera una sobreexplotación secuencial de las diferentes pesquerías (en este caso de pepino de mar), donde la lenta capacidad de reacción de los sistemas locales de gobernanza no se ve acompasada por la celeridad del proceso (Castrejón y Defeo, 2015; Crona et al., 2016). El rápido desarrollo pesquero y los altos niveles de extracción impulsados por la presión del mercado socavan la poca capacidad de resiliencia de las agencias pesqueras gubernamentales para reaccionar a tiempo y proporcionar una base científica sólida para la gestión pesquera. Esto conduce a una sobreexplotación súbita, inclusive antes de ser percibida como amenaza por los gobiernos locales (Eriksson et al., 2015). Este fenómeno es preocupante en recursos sedentarios y longevos, como los pepinos de mar, que son propensos a la sobreexplotación en el corto plazo. Eriksson et al. (2015) muestran que en solo 15 años (1996–2011), la red de abastecimiento de pepinos de mar se expandió de 35 a 83 países y las pesquerías de pepinos de mar que sirven al mercado asiático ahora operan dentro de países que abarcan más del 90 por ciento de las costas tropicales del mundo. Por tanto, la situación se agrava en presencia de sistemas de gobernanza débiles y no reactivos con desconexiones entre los usuarios y los organismos de toma de decisiones, así como en sistemas con pobre MCV de las medidas de manejo.

Una vez que la pesquería de pepino de mar de las Islas Galápagos disminuyó su rentabilidad y la sobreexplotación llevó a la clausura de la pesquería, los agentes intermediarios comerciales se trasladaron a otros países de América Latina tropical para continuar la explotación secuencial de otras especies de pepino de mar, generando signos de sobreexplotación en el corto plazo (Conand, 2018; López-Rocha y VelásquezAbunader, 2019). Los precios altos, junto con una baja conciencia de conservación y un sistema de MCV pobre y limitado, están llevando a riesgo de extinción a varias especies de pepino. Para controlar y mitigar los efectos de la explotación contagiosa se necesita una rápida capacidad de respuesta de sistemas de gobernanza policéntricos que permitan la toma de decisiones en múltiples niveles y escalas.

Conscientes de los efectos de los mercados internacionales sobre el estado de los pepinos de mar en todo el mundo, varios países han promovido la necesidad de establecer controles comerciales a través de la CITES[1] para detener el agotamiento de las especies (Bruckner, Johnson y Field, 2003; Bruckner, 2006). Ecuador es actualmente el único país que ha incluido una especie de pepino de mar (Isostichopus fuscus) en el Apéndice III de la CITES (en 2003, ver Figura 7.2), en un intento de controlar la pesca excesiva resultante del comercio internacional ilegal. Las importaciones de las especies incluidas en el Apéndice III deben contar con un permiso CITES que indique el origen de la captura y su legalidad. Como tal, la inclusión en el Apéndice III podría ser una herramienta valiosa para combatir el comercio ilegal para abastecer los mercados internacionales. Sin embargo, los primeros intentos de evaluar la eficacia del listado mostraron que la implementación podría verse obstaculizada por las dificultades administrativas de los sistemas de permisos CITES, los controles deficientes en la cadena de valor y la dificultad de identificar las especies de pepino de mar procesadas en el comercio internacional (Toral-Granda, Lovatelli y Vasconcellos, 2008; Purcell et al., 2013). En 2019, las Partes de la CITES decidieron incluir tres especies de pepinos de mar (Holothuria fuscogilva, H. nobilis y H. whitmaei) en el Apéndice II, que permite el comercio solo de capturas provenientes de pesquerías sostenibles y legales. El listado de las especies agrega un control comercial aún más estricto sobre las especies de pepino de mar, con posibles consecuencias para otras especies capturadas que aún no se encuentran en la lista. Según una evaluación reciente de las propuestas de listado (FAO, 2019b), se esperaría que el comercio ilegal y no declarado continúe, a menos que haya una inversión significativa en la trazabilidad del producto y un aumento de la vigilancia en toda la cadena de valor. En vista de estas dificultades, la inclusión de las especies en el Apéndice II podría hacer que algunos países simplemente cesen las exportaciones legales de pepino de mar, lo que probablemente tendría un valor limitado para mejorar la gobernanza de estas pesquerías (FAO, 2019b).

7.4 EL CLIMA COMO FORZANTE EXTERNO

El efecto combinado de la débil gobernanza que ha llevado a una pobre gobernabilidad de la pesquería de pepino de mar en Islas Galápagos, aunado a las fuerzas de mercado como forzante externo relevante, ha sido crítico en la explicación de las tendencias observadas. Adicionalmente, la variabilidad climática y el cambio climático (agentes forzantes externos al sistema pesquero) han constituido un componente significativo de las tendencias de largo plazo en ésta y otras pesquerías de dichas islas (Defeo et al., 2013).

Las Islas Galápagos se encuentran en un sitio de confluencia de tres corrientes marinas (Corriente de Panamá, Corriente de Humboldt y Corriente de Cromwell), cuya interacción a lo largo del año determina una singular dinámica costera y oceánica, siendo ésta responsable de la ocurrencia de una alta biodiversidad (Edgar et al., 2004; Hearn, 2008). Esta configuración oceánica genera un importante rango de variación de temperatura y nutrientes en un área geográfica relativamente pequeña (Baine et al., 2007). Se ha demostrado que poblaciones explotadas dentro de la RMG, como la del pepino de mar y langostas espinosas, son afectadas de forma significativa por cambios en las condiciones ambientales interanuales, principalmente por la oscilación natural entre los fenómenos de El Niño y La Niña (Defeo et al., 2013). La ubicación de las Islas Galápagos en el Pacífico Ecuatorial determina una gran susceptibilidad en las comunidades marinas frente a cambios oceanográficos dados por El Niño (Edgar et al., 2010; Wolf, Ruiz y Taylor, 2012; Castrejón y Defeo, 2015). La abundancia de pepino de mar y de langosta espinosa está relacionada con la variación de la temperatura superficial del agua de mar (SST por sus siglas en inglés) y en particular con la variabilidad climática dada por eventos El Niño, los cuales favorecerían a ambos recursos (Defeo et al., 2013). En efecto, las biomasas de langosta espinosa y de pepino de mar aumentaron después de El Niño 1997-98, el cual representó el evento climático más intenso registrado en los últimos 30 años. Los valores máximos históricos en la producción de langosta y pepino se registraron, respectivamente, dos y cinco años después de dicho evento (Defeo et al., 2013). El análisis conjunto de la relación entre la SST y los desembarques mostró que este factor dio cuenta del 36 por ciento y 49 por ciento de la producción anual registrada para la pesquería de langosta espinosa y pepino de mar, respectivamente (Defeo et al., 2013). Este aumento estuvo influenciado además por un incremento en el esfuerzo de pesca (Hearn et al., 2005; Castrejón, 2011; Wolf, Ruiz y Taylor, 2012). Probablemente dichos incrementos en los desembarques se hayan debido a pulsos de reclutamiento muy fuertes favorecidos por el incremento de SST (Hearn et al., 2005; Castrejón y Defeo, 2015). En el caso del pepino de mar, el efecto combinado de un reclutamiento deficiente en años posteriores al evento de El Niño, unido a altos niveles de esfuerzo de pesca, diezmó la pesquería (Defeo et al., 2016).

Análisis de largo plazo han mostrado que los hábitats poco profundos de la zona central del archipiélago experimentaron grandes transformaciones durante el evento de El Niño 1982-83, incluyendo una disminución marcada en la biodiversidad (Edgar et al., 2010). De forma similar, Wolf, Ruiz y Taylor (2012) mostraron que la SST se incrementó en 7ºC durante El Niño de 1997-98, disminuyendo la concentración de fitoplancton y reduciendo el tamaño del ecosistema. Sin embargo, los efectos de largo plazo de estos eventos climáticos en los ecosistemas marinos del Archipiélago aún son poco comprendidos y hacen que las proyecciones en la abundancia del recurso sean limitadas (Hearn, 2008) y por consiguiente también los impactos potenciales sobre la dinámica del sector. Esto reviste importancia ante un escenario de incremento en la ocurrencia de eventos El Niño (Cai et al., 2014) y La Niña (Cai et al., 2015) a nivel global.

No solo la variabilidad climática afecta a los ecosistemas de las Islas Galápagos. El cambio climático ha sido reconocido recientemente como una de las principales amenazas (CGREG, 2016). La región ha sido reconocida como uno de los 24 focos calientes o “hotspots”, definidos como regiones del planeta donde el mar se calienta más rápido que el promedio mundial (Hobday et al., 2016). El reconocimiento tácito de que en las Islas Galápagos la SST se está incrementando a tasas superiores a las normales implica la necesidad de generar esquemas de alerta temprana para la prevención de estos efectos en el sistema social-ecológico (SES) pesquero.

7.5 OTRAS FUENTES DE INCERTIDUMBRE

La creciente presión sobre la RMG, dada por el aumento demográfico y un incesante incremento de la actividad turística en las Islas Galápagos, ha disminuido el grado de aislamiento que las caracterizó históricamente. El turismo ha sido el motor del crecimiento económico de estas islas, con un incremento en los retornos económicos brutos de un 14 por ciento anual (Alava et al., 2014). Esto generó un aumento sustancial en el número de buques mercantes que abastecen insumos (en especial combustibles) a la región. Se registraron varios eventos de derrame de combustible, causados por el hundimiento de embarcaciones turísticas, pesqueras y de carga, cuyo efecto sobre los ecosistemas marinos es aún incierto (Alava et al., 2014). Por tales eventos, las Islas Galápagos han sido categorizadas en 2005 como “Írea Marina Sensible” por la Organización Marítima Internacional. La biodiversidad, el ecoturismo y la pesca artesanal podrían verse afectados en estos casos (Alava et al., 2014). Si bien no se ha cuantificado ningún efecto específico sobre la pesquería de pepino de mar, dicho forzante externo debiera ser considerado en el contexto de prevención de accidentes. El esquema de zonificación marina pudiera evitar que estos impactos comprometan áreas de importancia para el pepino de mar y su pesquería.

7.6 REFLEXIONES FINALES

Este estudio de caso ilustra cómo la inclusión institucionalizada de los pescadores como actores en el proceso de gobernanza, en conjunto con otras medidas claramente relacionadas con un EEP, no necesariamente producen resultados positivos. Es decir, la implementación de medidas en el papel y no sustanciadas en la práctica no es suficiente para el éxito de un EEP. No existe una receta única que pueda aplicarse a todas las pesquerías para mejorar su gobernanza y aplicar en forma adecuada el EEP, en especial si los factores que afectan su gobernabilidad no son atacados. La débil gobernanza facilitó la extracción ilegal de pepino de mar, que llevó a su sobreexplotación y al colapso del SES pesquero (Castrejón, 2011). Esto resalta la necesidad de desarrollar sólidos sistemas de gobernanza pesquera a través de la consolidación de instituciones fuertes que promuevan la resiliencia bajo escenarios de incertidumbre en aspectos biofísicos y sociales (Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011).

La pesquería de pepino de mar constituye un SES con bajos niveles de resiliencia, lo cual implica que sea muy vulnerable a forzantes proximales y distales. El efecto de forzantes externos actuando a escalas proximales (e.g., SST en relación con variabilidad climática) y distales (e.g., globalización de mercados) es probable que se acentúe en el tiempo, pudiendo exceder la fortaleza y robustez de cualquier plan de manejo bajo un EEP. Resulta imprescindible incrementar la capacidad de adaptación y mitigación que provea dicho plan bajo un EEP para aumentar la resiliencia en la gobernanza y sustentar en el largo plazo los bienes y servicios que provee el SES. Es necesario contar con enfoques holísticos que puedan dar cuenta de la complejidad multisectorial del SES de las Islas Galápagos y los impactos provenientes de distintos forzantes y su interacción a distintas escalas temporales y espaciales (Vinueza et al., 2014; Defeo, 2015, Castrejón y Charles, 2020).

Las costas donde se desarrolla la pesquería de pepino de mar en Islas Galápagos exhiben una gran variabilidad oceanográfica y climática. El clima es incluido explícitamente en las Directrices Voluntarias elaboradas por FAO para lograr la sostenibilidad de la pesca en pequeña escala como un forzante externo de relevancia (FAO, 2015). Por esta razón, siguiendo los lineamientos planteados en dichas Directrices, es necesario enfocarse en el estudio del impacto de los forzantes climáticos en los recursos explotados, pero también en el efecto sobre los usuarios que dependen de los mismos. Esto cobra relevancia si se considera que, tal como se planteó anteriormente, las Islas Galápagos están consideradas como uno de los “focos calientes” del planeta. Estas regiones pueden actuar como “laboratorios de alerta temprana” para proporcionar el conocimiento y las herramientas que permitan una mejor adaptación, así como para afrontar con eficiencia y eficacia los retos derivados de estos cambios.

1 Convención sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas de Fauna y Flora Silvestres

8. La anchoveta Engraulis ringens de Perú

8.1 LA PESQUERÍA: CARACTERÍSTICAS BÁSICAS Y TENDENCIAS HISTÓRICAS

La anchoveta peruana Engraulis ringens constituye la pesquería monoespecífica con mayores volúmenes de captura a nivel mundial (FAO, 2018): entre 1955 y 2010 se reportaron capturas por más de 285 millones t, lo que representa casi un 10 por ciento de las capturas globales de peces (Christensen et al., 2014).

La anchoveta es un pequeño pez pelágico que se distribuye en el litoral peruano y chileno del Océano Pacífico sur oriental, entre 2°S y 42°30’S, dependiendo de la extensión costera de la corriente de Humboldt, también llamada corriente de Perú (Figura 8.1). La especie es endémica de este sistema de afloramiento y se distribuye en los primeros 100 m de profundidad, con variaciones estacionales: durante primavera y verano su distribución tiende a estrecharse en una franja costera hasta 30-60 km, mientras que en otoño e invierno su distribución se incrementa, logrando alcanzar 150 km y, en algunas ocasiones, más allá de 180 km de la costa. La especie es de corta vida (entre 3 y 4 años) y alcanza una longitud máxima de unos 20 cm de longitud estándar, arribando a su talla de madurez al año de vida (unos 10 cm) (Bouchon et al., 2010). Se reproduce durante todo el año, pero con un desove principal en invierno/primavera (julio a septiembre) y uno secundario en verano (febrero y marzo). En la costa chilena esos máximos ocurren en invierno (mayo a julio) y a fines de primavera (especialmente diciembre).

La pesquería se desarrolla en Chile y Perú, siendo este último el responsable de la gran mayoría de las capturas obtenidas por tres flotas que operan en diferentes zonas, definiendo una pesquería secuencial (Heck Franco, 2015): (1) la flota “de mayor escala” o “industrial” incluye las embarcaciones con una capacidad de bodega superior a 32,6 m^3; (2) la flota de “menor escala” incluye las embarcaciones con una capacidad menor a 32,6 m^3 y; (3) la flota “artesanal” incluye embarcaciones con una capacidad menor a 32,6 m^3 y su actividad es de predominio manual y no incluye medios mecanizados (Figura 8.2). Las flotas utilizan el cerco como arte de pesca, con un tamaño mínimo de malla de 13 mm. Se han distinguido dos stocks que definen diferentes zonas de pesca (Heck Franco, 2015): 1) la Zona Norte-Centro de Perú entre 2°S y 16°S, donde se registran las mayores concentraciones del recurso; y 2) la Zona Sur Perú-Norte Chile (de ahora en más Zona Sur), a partir de los 16°S, donde el recurso es compartido por ambos países. En la Zona Norte-Centro la pesca industrial opera desde 5 mn hasta aproximadamente 50 mn. Si bien en dicha zona, la pesca artesanal operaba históricamente dentro de las 5 mn, el Reglamento de Ordenamiento Pesquero para el Consumo Humano Directo aprobado en 2017 (PRODUCE, 2017) prohíbe las actividades extractivas de anchoveta con embarcación de cerco a distancias menores a 3 mn de la línea de costa, sin importar el tamaño de la embarcación o su condición de artesanal o de menor escala (Figura 8.2). Dicho decreto también detalla una nueva forma de clasificar la flota artesanal y de menor escala por el uso o carencia de medios mecanizados (PRODUCE, 2017).

Los desembarques de anchoveta en Perú[1] alcanzaron un máximo a principios de los 1970s con más de 12 millones t, luego del cual la pesquería declinó bruscamente como resultado del evento de El Niño 1972-73 y del excesivo esfuerzo ejercido una sobredimensionada capacidad de la flota y fábricas (Bouchon et al., 2018). La pesquería colapsó a principios de los 1980s como resultado del súper El Niño 1982-83, donde las capturas llegaron a un 1 por ciento del máximo mencionado (Figura 8.3a). A partir de 1985 se inicia un proceso de recuperación del recurso y en 1992, conjuntamente con la nueva Ley General de Pesca (Figura 8.4), se efectivizaron medidas de manejo que incluyeron (Ñiquen et al., 2001; Bouchon et al., 2018): (1) cuotas por periodo y área determinada, basada en información actualizada de biomasa; (2) vedas cortas (3 o 5 días) para proteger a los juveniles (menores a 12 cm); (3) vedas en los dos períodos de máxima intensidad del desove (invierno y verano); y (4) regulación del esfuerzo de pesca, limitando el número de embarcaciones, días de pesca y capacidad de procesamiento de las fábricas. Este periodo de recuperación culmina en 1995 con una captura de 12,5 millones t, aunque esta vez con niveles muy superiores de esfuerzo pesquero (Figura 8.3b). El recurso se desploma nuevamente durante la ocurrencia del segundo súper El Niño del siglo XX en 1997-98 (Figura 8.3a), y la pesquería es declarada plenamente explotada (Resolución Ministerial 781-97), aprobándose solicitudes de sustitución de capacidad de bodega solamente en embarcaciones ya existentes (Figura 8.4). A pesar de ello, el incremento de la demanda internacional de harina y aceite de pescado creó incentivos para el crecimiento de la flota. Así, en el año 2000 se registró un nuevo máximo parcial de desembarques cercano a 12 millones t, en concurrencia con los máximos niveles de esfuerzo pesquero (Figura 8.3). Particularmente entre 2004 y 2008, el exceso de la capacidad de la flota y de las plantas pesqueras ejerció una mayor presión sobre el recurso. Ello ocasionó una “carrera olímpica” por obtener la mayor proporción de la cuota de captura (basada en estimaciones de captura total permisible: CTP) en el menor tiempo posible (Tveteras, Paredes y Peña-Torres, 2011; Bouchon et al., 2018), lo cual se vio reflejado en las altas capturas de 2004 y 2005. Esto llevó al gobierno peruano a introducir un sistema de cuotas individuales denominadas Límites Máximos de Captura por Embarcación (LMCE, Decreto Legislativo 1084) como adición a la cuota global definida por un Límite Máximo de Captura Total Permisible (Figura 8.4), medida que se hizo efectiva en el inicio de la temporada pesquera de 2009. En el periodo posterior a la implementación de LMCE (2009-2017), el desembarque promedio de anchoveta alcanzó unos 4,1 millones t, aunque con un desempeño decreciente, hasta llegar a poco más de 3 millones t en el año 2017 (Figura 8.3a). Las capturas por las flotas artesanal y de menor escala han representado en promedio unas 90 000 t en el periodo 2006-2017, es decir, el 2 por ciento del total capturado.

Las tendencias históricas en las capturas guardan concordancia con aquellas derivadas de las evaluaciones hidroacústicas independientes de la pesquería, las cuales han evidenciado una gran variabilidad en la disponibilidad del recurso (OliverosRamos et al., 2010). La biomasa en los años 1960s, previos al colapso del recurso en 1972, fluctuó entre 13,5 y 18,5 millones t, disminuyendo a 3,2 millones t durante el periodo 1972-1991, y aumentando a más de 6 millones t luego de ese período, aunque sin alcanzar nunca los niveles históricos anteriores al colapso pesquero. La biomasa del stock del Norte-Centro ha fluctuado entre 6 y 11 millones t en los últimos años, mientras que la biomasa del stock de la Zona Sur ha fluctuado entre 250 mil y 2 millones t, en especial dentro de aguas peruanas (Oliveros-Ramos et al., 2010, 2020).

Prácticamente toda la captura de anchoveta ha sido históricamente empleada para consumo humano indirecto, es decir, la elaboración de harina y aceite de pescado, cuyo destino es el mercado externo (Yonashiro y Balbín, 2016). Este recurso constituye más de la mitad de la producción mundial de harina y un tercio de aceite (Fréon et al., 2014a). Perú exporta alrededor de un millón de toneladas de harina de pescado y 100 mil t de aceite de pescado, con un valor superior a USD 1 000 millones en 2017 (PRODUCE, 2018). El principal destino es China, que ha representado para Perú más del 80 por ciento de las exportaciones de harina en 2017 (PRODUCE, 2018). Las capturas de las embarcaciones industriales o de “mayor escala” se destinan exclusivamente para harina y/o aceite de pescado (consumo humano indirecto), mientras que las flotas “artesanal” y de “menor escala” deben, por ley, destinar su pesca exclusivamente para consumo humano directo, principalmente canalizado a través de la industria de enlatado. Sin embargo, en la práctica, muchas embarcaciones artesanales y de menor escala venden sus capturas a empresas productoras de harina de pescado (Heck Franco, 2015). La actual política alimentaria nacional dirigida a fomentar el consumo humano directo de esta especie de alto valor nutritivo y bajo precio, disminuiría la desnutrición y el déficit proteico de algunos sectores de la población. Sin embargo, su demanda interna no es tan fuerte como su destino como alimento para peces en el mercado internacional (Fréon et al., 2014a).

8.2 ASPECTOS RELACIONADOS CON UN ENFOQUE ECOSISTÉMICO DE LA PESCA

El enfoque ecosistémico de la pesca (EEP) no ha sido formalmente implementado en la pesquería de anchoveta y por tanto no puede evaluarse su desempeño en forma estricta. No obstante, tal como ha sido desarrollado en otros estudios contenidos en este documento, se discuten en esta sección fortalezas y debilidades relacionadas de una u otra manera con un EEP. Del análisis de factores ecológicos, sociales, económicos e institucionales (los cuatro pilares de la sostenibilidad), se pretenden resaltar aspectos que pudieran redundar en la identificación de lecciones aprendidas para otros recursos de América Latina, lo cual cobra relevancia al tratarse del principal recurso pesquero a nivel mundial en términos de volúmenes de captura, así como por su rol estratégico en el ecosistema. Desde hace décadas, el Instituto del Mar del Perú (IMARPE) ha desarrollado estrategias para la implementación del EEP en la pesquería de anchoveta, considerando la evaluación de los procesos biológicos y de la dinámica poblacional de la especie en función de la variabilidad ambiental y de su rol en el ecosistema (ver por ejemplo Guevara-Carrasco, Wosnitza-Mendo y Ñiquen, 2010). Este enfoque tiene vigencia, si se considera que el Proyecto GEF-UNDP “Hacia un Manejo Ecosistémico del Gran Ecosistema Marino de la Corriente de Humboldt” (implementado a principios de la década del 2010) tuvo como objetivo principal avanzar hacia un manejo ecosistémico a través de un marco coordinado que fortaleciera la gobernanza y el uso sostenible de los recursos marinos vivos y los servicios del ecosistema. Específicamente, una de sus metas es recuperar y mantener los niveles óptimos poblacionales de los recursos pesqueros, considerando la variabilidad climática y manteniendo la salud y productividad del ecosistema.

8.2.1 Sistema de gobernanza, evaluación y manejo

Las pesquerías de Perú son administradas por el Ministerio de Producción (PRODUCE), con el asesoramiento científico del IMARPE, organismo público descentralizado de PRODUCE que, entre otros cometidos, evalúa el estado de las poblaciones pesqueras para informar la toma de decisiones. PRODUCE, a través del Viceministerio de Pesquería, gestiona el subsector de pesca y emite las normativas nacionales para el uso sostenible de los recursos pesqueros (Heck Franco, 2015). En tal sentido, las normas que han regido la gobernanza y el manejo de la anchoveta están contenidas en Decretos Supremos y Resoluciones Ministeriales (Figura 8.4), que establecen medidas para la conservación y aprovechamiento sostenible del recurso, a efectos de eliminar el descarte, recopilar información proporcionada por los permisionarios pesqueros, e introducir medios automatizados de control y vigilancia de la actividad (PRODUCE, 2016). Las disposiciones establecidas en dichas normas son obligatorias y aplicables a todo titular de permiso de pesca que realice actividades extractivas del recurso anchoveta, independientemente del destino de dicho recurso.

El régimen centralizado de manejo por parte de la autoridad pesquera no se ha visto exento de dificultades, debido a cambios en la institucionalidad que derivaron en inestabilidad política y económica, lo cual a su vez afectó la gobernanza de la pesca (Tveteras, Paredes y Peña-Torres, 2011). Esta debilidad institucional ha impedido generar planes de manejo en base a una política de Estado que garantizara procesos transparentes en la gobernanza y en la implementación de políticas en el sector (De La Puente et al., 2011; Heck Franco, 2015; Oyanedel, 2019).

La participación de los usuarios no aparece, al menos en forma explícita, ni en el articulado de aspectos institucionales ni en la toma de decisiones. Más allá de algunos mecanismos legales generales que mencionan la participación ciudadana en la consecución de la sostenibilidad de los recursos, no existe un contexto institucionalizado de consultas formales, regulares y periódicas a los actores relevantes de la pesquería en el proceso de toma de decisiones. Este hecho ha sido mencionado en diversas instancias (De La Puente et al., 2011; de Novoa y García Silva, 2012). Las decisiones relacionadas con el manejo pesquero recaen exclusivamente en PRODUCE, y la colaboración de los usuarios es mencionada como parte de las actividades de pesca exploratoria a efectos de aportar información que permita la apertura de la pesquería (Figura 8.5 y OliverosRamos et al., 2020).

El concepto de Plan de Manejo pesquero, piedra angular de un EEP, no aparece como tal en el Reglamento de la Ley General de Pesca (Decreto Supremo 012-2001-PE). La figura establecida estipula Reglamentos de Ordenamiento Pesquero (ROP), a través de los cuales los recursos pesqueros se manejan como unidades independientes y diferenciadas, estableciendo, entre otros aspectos (De La Puente et al., 2011): (1) el régimen de acceso; (2) las temporadas de pesca; (3) la CTP; (4) las artes, aparejos y sistemas de pesca; (5) las tallas mínimas, y (6) las zonas prohibidas a la pesca. En un ROP se enuncian los principios y medidas regulatorias aplicables a un recurso pesquero, aunque no se establecen lineamientos para evaluar el desempeño pesquero en función de la aplicación de medidas de manejo específicas (Heck Franco, 2015). Tanto los ROP como sus modificaciones y adiciones no requieren de procesos consultivos a nivel de ordenamiento. Si bien existen procesos de consulta informales, no se identifican normas sectoriales que regulen la forma en que se deban llevar a cabo dichos procesos.

Tal como se mencionó anteriormente, el régimen de pesca para las flotas artesanal y de menor escala se rige actualmente por el “Reglamento de Ordenamiento Pesquero del Recurso Anchoveta para Consumo Humano Directo”, aprobado en 2017 (PRODUCE, 2017; Figura 8.4). Este ROP establece una nueva forma de clasificar las flotas artesanal y de menor escala por el uso o carencia de medios mecanizados. Asimismo, establece por primera vez un Límite Máximo Total de Captura anual para ambas flotas. Una vez alcanzado ese límite, las flotas deben dejar de operar y la pesquería se cierra para dicho año. Esta estrategia de ordenamiento constituye un hito en el manejo del recurso, ya que anteriormente ambas flotas pescaban durante todo el año sin cupos de captura preestablecidos. El ROP también detalla una longitud mínima de malla de red de cerco de 13 mm, y obliga al uso de un equipo de seguimiento satelital u otro sistema de seguimiento alternativo (PRODUCE, 2017).

La anchoveta no cuenta con un ROP que regule su extracción y procesamiento para consumo humano indirecto por parte de la flota industrial de mayor escala. Su extracción se rige por la Ley General de Pesca, su reglamento y el Decreto Legislativo 1084 (Figura 8.4). El manejo pesquero del stock de anchoveta Norte-Centro para la flota industrial se basa en dos objetivos fundamentales (IMARPE, 2016): (1) mantener un stock de biomasa de más de 5 millones t; y (2) mantener una tasa de explotación por debajo de 0,35. La pesca ocurre en dos temporadas al año, y está regulada por medio de una CTP, establecida en base al concepto de Límite Máximo Total de Captura Permisible (LMTCP). Éste es el total de captura autorizado por PRODUCE como máximo permitido para cada temporada de pesca (IMARPE, 2016). Las dos temporadas de pesca están limitadas por clausuras pesqueras totales durante los dos periodos principales de desove (vedas reproductivas, Figura 8.5). Las vedas temporales (tres días como mínimo) en áreas de pesca específicas, implementadas desde hace tiempo (Ñiquen et al., 2001) y en la actualidad controladas por teledetección, se determinan en cada temporada de pesca en áreas donde las capturas de juveniles son superiores al 10 por ciento, constituyendo una medida de manejo precautoria (PRODUCE, 2016). El manejo también incluye un régimen de cuotas individuales de captura para la pesca de anchoveta con fines de consumo humano indirecto (i.e., harina y aceite de pescado). Implementado en 2009, este régimen está basado en el LMCE (Figura 8.4). El recurso está considerado plenamente explotado y no se otorgan nuevos permisos de pesca, excepto por sustitución de embarcaciones con permiso de pesca vigente (PRODUCE, 2017).

La evaluación del stock se ha basado en información independiente y dependiente de la pesquería. La metodología directa de evaluación de la abundancia está dada por prospecciones científicas desarrolladas por IMARPE con métodos hidroacústicos (Castillo et al., 2009; Simmonds et al., 2009). La evaluación indirecta consiste en la aplicación de modelos dinámicos de producción excedente dirigidos a estimar el rendimiento máximo sostenible y sus puntos de referencia asociados, empleándose información derivada de capturas y esfuerzo nominal (viajes de pesca) (Oliveros Ramos et al., 2010). El análisis incluye la adecuación de los cupos de captura ante variaciones de corto plazo que permitan la estimación de cuotas de captura en un marco estacional establecido según las épocas de desove (Figura 8.5). La proyección de los escenarios de captura utiliza diferentes parámetros poblacionales de acuerdo con las condiciones ambientales esperadas para el período de proyección (Oliveros-Ramos et al., 2020). Los resultados se presentan en forma de una tabla de decisión (IMARPE, 2019), la cual es empleada por PRODUCE para establecer la CTP y estimadores asociados (e.g., LMCTP) para la temporada de pesca que comienza 15 días después de su autorización (Figura 8.5). Entre la fecha de autorización por PRODUCE y el comienzo de la temporada de pesca, IMARPE supervisa un viaje de pesca exploratoria a efectos de actualizar el conocimiento sobre la distribución espacial del recurso e identificar áreas con una elevada proporción de juveniles, de manera de establecer vedas (Figura 8.5, Oliveros-Ramos et al., 2020). La pesca exploratoria es tomada en cuenta para establecer la CTP.

El monitoreo se realiza a través de libros de registro de captura (bitácoras), informes de las plantas de procesamiento y un sistema de seguimiento satelital (SISESAT). El Programa de Observadores a Bordo “Bitácoras de Pesca” incluye el embarque de personal para recopilar información acerca de las capturas por lance, distribuciones de tallas, descartes de juveniles de anchoveta y captura incidental (Joo et al., 2016). También embarcan técnicos del Programa de Inspectores a Bordo, a efectos de supervisar equipos y actividades pesqueras. Las embarcaciones deben contar obligatoriamente con SISESAT, el cual debe emitir continuamente posiciones de seguimiento satelital. Como ya se ha dicho, el reciente ROP para las flotas de menor porte también obliga a que dichas flotas cuenten con equipo de seguimiento satelital u otro sistema de seguimiento operativo (PRODUCE, 2017). Los datos de alta resolución derivados del seguimiento satelital proporcionan hasta 12 posiciones por lance de pesca, lo cual facilita la identificación tanto del inicio como el final del lance. Por primera vez, en 2019 se acordó publicar los datos de 850 embarcaciones anchoveteras (350 industriales y 500 de pequeña escala) del Perú en el mapa público del Global Fishing Watch (https://globalfishingwatch.org/translation/la-pesqueria-comercial-mas-grande-del-mundo-ahora-disponible-enla-plataforma-del-global-fishing-watch/). Esta plataforma permitirá monitorear las ventanas espacio-temporales de manejo, incluyendo los cierres preventivos de zonas de pesca, la restricción de pesca en áreas marinas protegidas y el impedimento de entrada a las 5 mn. La socialización de esta información constituye un hito en el manejo de la anchoveta en Perú (Figura 8.4) y está en línea con un EEP en cuanto a su racional participativo al nivel más amplio posible.

8.2.2 Aspectos ecosistémicos, captura incidental y descarte

La anchoveta peruana es la principal especie pelágica del ecosistema de la corriente de Humboldt, jugando un papel crucial en la transferencia de energía, desde presas de bajo nivel trófico y fuentes primarias de alimentos hasta los niveles más altos de la cadena alimentaria. Sus densas agregaciones la hacen accesible a predadores (peces, cefalópodos, aves, mamíferos y al propio humano por la pesca) (Espinoza y Bertrand, 2008). Asimismo, si bien la anchoveta es considerada como un pez muy plástico (Castillo et al., 2019), ya que puede alcanzar una biomasa enorme en poco tiempo, su alta exposición y sensibilidad a condiciones ambientales aumentan su vulnerabilidad, lo cual resalta la necesidad de profundizar en un EEP para su manejo.

La composición de la dieta de anchoveta (en términos de contenido de carbono) muestra que es una especie planctívora que posee a los eufáusidos y copépodos como presas más importantes. Los resultados de largo plazo (1996–2003) de contenido estomacal mostraron que, si bien el fitoplancton domina la dieta (99 por ciento de la ingesta), el contenido de carbono de las presas indica que el zooplancton es el componente dietético más importante, en especial eufáusidos (68 por ciento) y copépodos (26 por ciento) (Espinoza y Bertrand, 2008; ver también Bouchon et al., 2010). Lo anterior sugiere un papel ecológico para la anchoveta que desafía la comprensión actual de su posición en la red alimentaria, así como el funcionamiento del ecosistema, ya que la anchoveta se alimenta en un nivel trófico más alto que lo generalmente reconocido (Espinoza y Bertrand, 2008). Dado que el ecosistema de la corriente de Humboldt, en especial en su zona norte frente a Perú, se controla de abajo hacia arriba (“bottom-up”), la abundancia de la anchoveta es regulada por la abundancia de sus presas, por lo cual el análisis ecosistémico reviste importancia crítica (Aronés et al., 2019).

Un aspecto preocupante es el descarte de juveniles de anchoveta, hecho que adquiere especial relevancia en un contexto ecosistémico, disminuyendo además la eficiencia económica de la pesquería. Castillo y Mendo (1987) señalaron la existencia de diferentes fuentes de descarte en la pesquería que incluyen, entre otros factores, el descarte por exceso de captura y el descarte de juveniles. El primero, definido como la captura que se arroja al mar cuando se ha capturado más de lo que la capacidad de bodega de una embarcación puede almacenar, llegó a representar un 9 por ciento de los desembarques en los 1980s (Castillo y Mendo, 1987). La estimación de descartes de la flota industrial para el periodo 2005-2014, a partir del “Programa de observadores a bordo de la flota de cerco” desarrollado por el IMARPE, mostró que la pesquería descartó por exceso de captura unas 120 000 t anuales, representando un 2,6 por ciento de los desembarques (Torrejón-Magallanes, Solana-Arellano y Dreyfus-León, 2016). El sistema de cuotas individuales (LMCE) ha permitido un incremento de la eficiencia de la flota industrial, pero al mismo tiempo ha generado incentivos negativos para no reportar las capturas de anchoveta juvenil y descartarlas en el mar (Heck Franco, 2015). A efectos de mitigar estos problemas, se propuso un plan de acción estratégico denominado “Propuesta de Mejora Tecnológica Sustentable”, que incluye equipos electrónicos hidroacústicos para: (1) identificar el cardumen y su composición de especies y tallas; y (2) conocer el desempeño de la red en tiempo real (Aguilar Ramírez y Barrera-Guevara, 2018). Estos autores también proponen un sistema de observación automática para la trazabilidad y documentación de la pesquería, así como técnicas y tácticas de pesca bajo el esquema de barcos “guía” y sistemas de comunicación y cooperación. La disminución del descarte en los últimos años se debe a la aplicación conjunta de diversas medidas de manejo complementarias, que incluyen la zonificación de áreas de operación de la flota (implementada en forma efectiva en 2012: Figuras 8.2 y 8.4), el aumento de las evaluaciones y la imposición de clausuras espaciales en tiempo real (por aumento de juveniles en las capturas). La zonificación ha permitido incrementar la rentabilidad pesquera al operar a más de 5 mn de la costa (mayor abundancia), lo cual otorga un incentivo adicional. No obstante, el descarte sigue siendo un problema relevante.

También existe una subestimación de los volúmenes de extracción de anchoveta y del descarte por parte de la flota artesanal y de menor escala (Heck Franco, 2015). Se generan descartes adicionales desde el desembarque hasta la recepción previa al procesamiento, o bien en tareas previas que se llevan a cabo en los Desembarcaderos Pesqueros Artesanales (PRODUCE, 2017). Con el fin de minimizar las capturas de juveniles, la Resolución Ministerial Nº 262-2011 PRODUCE dispone una talla mínima de captura de 12 cm y un porcentaje de tolerancia máxima de ejemplares juveniles para consumo humano directo (objeto de las flotas artesanal y de menor escala) del 10 por ciento en número de ejemplares para cada viaje de pesca (Figura 8.4).

La normativa permite una captura incidental de especies distintas a la anchoveta del 5 por ciento de los desembarques, aunque se desconoce si esta medida es adecuada para la conservación de dichas especies, teniendo en cuenta la gran escala e intensidad de la pesquería (De La Puente et al., 2011). Este porcentaje estaría en mayor grado relacionado con la selectividad de las redes utilizadas y no con el impacto en las especies, en especial aquellas cuya biomasa disponible es pequeña. Se han dado casos de volúmenes importantes de capturas incidentales de especies para el consumo humano directo, lo cual aumenta la necesidad de desarrollar una aproximación ecosistémica para la pesquería, tomando en cuenta pilares de sostenibilidad biológicos y socioeconómicos.

El sistema de control y fiscalización de la pesquería de anchoveta tiene retos estructurales en todas las flotas que participan del proceso pesquero, lo cual limita la capacidad de detección de infracciones y de aplicación efectiva de sanciones (De La Puente et al., 2011). Además, el sistema no proporciona incentivos para prevenir violaciones recurrentes (Heck Franco, 2015). Un análisis de reconstrucción de las capturas durante el periodo 1950-2010 muestra que los desembarques de anchoveta han sido casi un 25 por ciento mayores que los reportados oficialmente, lo cual implica más de 80 millones t para ese periodo (Mendo y Wosnitza-Mendo, 2014). Otros análisis muestran que la pesca ilegal de anchoveta no declarada ni documentada ha sido estimada entre el 2,9 por ciento y 4,3 por ciento del total de los desembarques (Fréon et al., 2014a), aunque estimaciones del IMARPE (no publicadas) en años recientes varían entre el 5 y 11 por ciento. El Viceministerio de Pesca de Perú ha estimado pérdidas económicas por concepto de ilegalidad e informalidad entre USD 400 y 500 millones anuales (Oyanedel, 2019 y referencias contenidas en éste). Esto hace necesario desarrollar un sistema de monitoreo, control y vigilancia (MCV) más efectivo que permita mitigar los efectos de la informalidad y la pesca ilegal, que actualmente constituye una importante barrera para lograr un manejo sostenible del recurso basado en estadísticas confiables. El desarrollo de un esquema de gobernanza participativo e inclusivo se hace indispensable para lograr un marco sólido que permita la toma de decisiones informada, transparente y efectiva. Aunque generales, algunas propuestas para mitigar estos efectos incluyen: (1) el establecimiento de mecanismos efectivos de supervisión y sanción; y (2) un sistema de MCV más eficiente (ver detalles en De La Puente et al., 2011 y Heck Franco, 2015). Tal como se mencionó en la sección previa, estos mecanismos están siendo considerados en la actualidad.

8.2.3 Aspectos socio-económicos

Los recursos marinos son decisivos para el crecimiento económico del Perú. El aporte del PIB pesquero al PIB total representó hasta un 2 por ciento en la primera década del presente siglo, aunque este valor ha declinado en la actualidad, situándose cerca del 0,7 por ciento (PRODUCE, 2018). El sector pesquero (incluida la acuicultura) aportó más de 121 000 empleos en 2007 para el sector primario, así como unos 24 000 empleos adicionales en el sector secundario, para un total de unos 145 000 empleos (Christensen et al., 2014). Considerando las familias, unas 800 000 personas dependerían del sector pesquero y en particular de la anchoveta (https://peru.oceana.org/es/la-anchoveta-y-elnino). En este contexto, la anchoveta representa el 31 por ciento de la contribución del sector pesquero al PIB y el 23 por ciento del empleo (Christensen et al., 2014). En 2017 las exportaciones pesqueras generaron USD 2 874 millones FOB, representando un 6,5 por ciento del valor total de las exportaciones peruanas (PRODUCE, 2018). En dicho año, las exportaciones de harina de pescado ascendieron a USD 1 452 millones, lo cual representa el 51 por ciento del total de exportaciones pesqueras del país (PRODUCE, 2018). La industria pesquera peruana cuenta con unas 834 embarcaciones y 110 plantas, equivalentes a una inversión de USD 7 000 millones, de los cuales más del 90 por ciento proviene de la industria de la anchoveta (www.snp.org.pe/relevanciaeconomica/). Esto cobra importancia en un contexto mundial, si se considera que la pesquería de pelágicos menores para la industria reductiva representa un sistema de producción animal con la menor huella de carbono, comparada con otras pesquerías o con la producción de ganado (Cashion et al., 2017).

Fréon et al. (2014b) mostraron que, en contraste con los patrones mundiales, la flota artesanal y la de menor escala poseen un rendimiento de combustible casi dos veces menor que la flota industrial, debido a las economías de escala de esta última. Además, si bien el número absoluto de empleos proporcionados por la flota industrial es mucho mayor que en las pesquerías de menor porte, las flotas artesanal y de menor escala generan más empleo por tonelada desembarcada, así como más alimento y menos descartes (Fréon et al., 2014b). Estos autores documentan una mayor eficiencia de dichas flotas a pesar de la desventaja de escala y la fuerte competencia económica con el subsector industrial, debido a una estrategia eficiente de uso de combustible, a un acceso preferencial a áreas costeras y a una menor inversión en equipos sofisticados, compensada por una mayor mano de obra. No obstante, Fréon et al. (2014b) mencionan que la práctica extendida de captura ilegal (no declarada ni documentada) mejora artificialmente el rendimiento en términos de desembarque por cantidad de combustible y número de viajes por año, y en ese caso el análisis comparativo pierde valor.

Análisis de modelación bioeconómica muestran que, empleando un marco precautorio, la pesquería industrial podría aumentar los rendimientos económicos con respecto a los actuales (Cashion et al., 2018). Estos autores relacionaron los niveles de biomasa y desembarques de anchoveta con las fuentes de ingresos de las grandes empresas anchoveteras, a fin de estimar ingresos y beneficios pesqueros no considerados por dichas empresas. Estimaron un promedio de ingresos potenciales no considerados por empresa (dependiendo de su cuota individual) entre USD 3 y 9 millones (Cashion et al., 2018). Lo anterior cobra relevancia en un contexto del EEP, el cual debería incluir en un Plan de Manejo información referida a la evaluación del impacto socio-económico de la extracción, así como seguimiento periódico por medio de objetivos e indicadores específicos. Esto podría incluir el análisis socio-económico desagregado de las flotas y de los sectores de procesamiento post-captura, así como de los mercados de destino. Asimismo, sería relevante incluir análisis económicos multiespecíficos que consideren relaciones predador-presa, incluyendo estudios beneficio-costo de dicha relación en modelos ecosistémicos, lo cual sería de utilidad para la toma de decisiones.

8.2.4 Forzantes externos

Clima

El forzante externo principal que ha condicionado las variaciones en abundancia de la anchoveta es el clima, operando a diferentes escalas temporales. A una escala estacional, las variaciones del clima condicionan la duración e intensidad de la actividad reproductiva, que es máxima durante los meses de invierno-primavera (julio-octubre), aunque en ciertos años se extiende al verano (Bouchon et al., 2010). A escala interanual, El Niño afecta al proceso reproductivo, produciéndose desfases en su época de máxima intensidad a la espera de condiciones ambientales más favorables (Bouchon et al., 2010). Estas características inciden directamente en el reclutamiento y determinan la fuerza relativa de las cohortes a ser explotadas en el corto plazo, lo cual ha condicionado el desarrollo de un esquema semestral de explotación promovido con fines adaptativos y precautorios a efectos de mantener la biomasa a niveles máximos sostenibles (Figura 8.5) y de minimizar efectos deletéreos de esta especie clave en el ecosistema.

Las variaciones de largo plazo evidencian un importante efecto de El Niño, actuando como perturbación de pulso que ha determinado disminuciones dramáticas del recurso, particularmente documentadas por los eventos ocurridos en 1972-73, 1982-83 y 1997-98 (Figura 8.3). Información hidroacústica muestra una alta variabilidad estacional en la distribución de anchoveta relacionada con variaciones ambientales, así como cambios en la distribución después de El Niño 1997-98 (Castillo et al., 2019). La anchoveta aumentó su abundancia después de dicho evento (Figura 8.3), probablemente influenciada por la reducción de la abundancia de especies simpátricas como la sardina Sardinops sagax (Chavez et al., 2003; Gutiérrez et al., 2012) y por la oscilación decadal del Pacífico (PDO por sus siglas en inglés) o por cambios de corto plazo en las condiciones climáticas posteriores al evento (Castillo et al., 2019). En particular, el PDO influye en la dinámica ambiental y en consecuencia en el recurso (Chavez et al., 2003), y por tanto ha sido recomendado como un indicador robusto a ser incluido en modelos predictivos de la distribución y abundancia de anchoveta (Castillo et al., 2019).

Explicaciones alternativas de las fluctuaciones de abundancia en las especies pelágicas del ecosistema analizado darían cuenta de patrones de variación operando a escalas de tiempo aún más prolongadas. Durante los últimos 25 000 años, la abundancia de anchoveta y otros peces mesopelágicos en el sistema de la corriente de Humboldt ha fluctuado dramáticamente en respuesta a cambios climáticos que ocurrieron a escalas de tiempo multidecadales a milenarias (Salvatteci et al., 2019 y referencias contenidas allí). En dicho lapso, la anchoveta ha sido el pez pelágico pequeño dominante que alcanzó su máxima abundancia durante el período cálido actual, caracterizado por una alta productividad generada por agua rica en nutrientes de la zona mínima de oxígeno. Estas condiciones excepcionales posibilitaron el desarrollo de pesquerías industriales como la de anchoveta (Salvatteci et al., 2019). Sin embargo, el cambio climático puede dar lugar a variaciones sustanciales en la productividad y por ende en la estructura del ecosistema. Se proyecta un aumento en los vientos favorables de afloramiento frente a Chile y una disminución frente a Perú, junto con una disminución de la abundancia del plancton, lo cual podría afectar a la productividad pesquera (revisión en Bertrand, Vogler y Defeo, 2018). Asimismo, los eventos de El Niño pueden volverse más frecuentes, con consecuencias considerables (Cai et al., 2014). Estos aspectos refuerzan la percepción del clima como un forzante externo de relevancia para el manejo de la pesquería.

La capacidad de la anchoveta para sobrevivir a las condiciones ambientales cambiantes, tanto estacionales como interanuales, refleja su continuidad en el ecosistema. Su plasticidad y adaptación a los cambios ambientales han sido documentadas desde la década del 1950 (Chavez et al., 2003). No obstante, el clima como forzante externo no actúa aisladamente, sino que el efecto de la pesca excesiva ha potenciado este efecto para dar cuenta del colapso pesquero ocurrido en los 1970s y 1980s, dando lugar a un período de 15 años con bajas capturas. La ausencia de planes de manejo de largo plazo tampoco contribuyó a estimular una gestión pesquera estable. Esto sugiere la integración explícita de los diversos forzantes en la generación de planes de manejo del recurso.

Mercado

Tal como se mencionó al comienzo de este capítulo, Perú es un neto exportador de anchoveta en forma de harina (más de la mitad de la producción mundial) y de aceite (un tercio) de pescado, con un valor superior a USD 1 000 millones (PRODUCE, 2018). Por tanto, la pesquería tiene acoplamientos a distancia (o teleacoplamientos) que definen interacciones socioeconómicas con el resto del mundo (Carlson et al., 2018). El mayor beneficio económico generado por la venta de harina y aceite en relación con el consumo humano directo, así como por el incremento incesante de la demanda internacional (insatisfecha por momentos) de dichos productos como forraje para actividades de acuicultura, favorecen un alto precio unitario (Fréon et al., 2014a). En contraposición, los hábitos alimenticios del consumo doméstico y la limitada demanda internacional de productos de anchoveta para consumo humano (hecho también observado en el caso de la anchoíta de Argentina, ver Capítulo 4) desestimulan la comercialización de dichos productos. Asimismo, el sistema de cuota individual ha cambiado el poder de negociación de la industria, aumentando la competencia por la materia prima, lo cual se ha reflejado en un aumento de los precios del producto para consumo humano indirecto debido a su exceso de capacidad de procesamiento en tierra, en detrimento de la industria dirigida a consumo humano directo sustentada en las flotas artesanal y de menor escala (Fréon et al., 2014a). Esto a su vez genera problemas en la redistribución de la renta, en el empleo, la equidad y utilidad (costos sociales) y en la gestión del recurso como un todo (Fréon et al., 2014a). Estas dinámicas generadas por teleacoplamiento pueden conducir a efectos no deseables en la pesquería, las cuales pueden verse agravadas por perturbaciones climáticas de pulso como El Niño (Carlson et al., 2018). Estas interacciones ecológicas y socioeconómicas locales y de larga distancia, no aditivas sino multiplicativas en su efecto, pueden llevar a ineficiencia económica que redunda en perjuicios socio-económicos (Cashion et al., 2018) e inclusive al colapso social-ecológico del sistema, ya documentado para pesquerías de pequeña escala en Perú (Ortega et al., 2012).

Como hecho relevante puede concluirse que la pesquería de anchoveta está expuesta a un fenómeno de doble exposición (Leichenko y O’Brien, 2008), caracterizado por la influencia concurrente de efectos climáticos y aquellos derivados de la globalización de los mercados y una creciente demanda mundial, principalmente debido al desarrollo de la acuicultura (Mullon et al., 2009; Mullon, 2014). La variabilidad de los procesos naturales subyacentes afecta tanto la oferta (productividad de la pesquería) como la demanda, mientras que la globalización afecta la demanda (precios de la acuicultura, la harina de pescado y el aceite de pescado, y costos de pesca, envío y combustible), y relaciones comerciales (e.g., impuestos de importación) (Mullon, 2014). El manejo del recurso mediante un EEP adquiere relevancia en presencia de esta doble exposición, la cual debe ser considerada en los planes de manejo.

Los productos de la pesquería de anchoveta están destinados a exportación y por tanto sujetos a la globalización del mercado y a posibles agentes competitivos. Esto hace cada vez más relevante la consecución de estándares de calidad sustentados bajo los pilares de la sostenibilidad, tanto ecológicos como socioeconómicos e institucionales. Esto ha generado propuestas tendientes a la certificación del recurso (www.fao.org.pe/nuestro_trabajo/oceanos/camino_hacia_la_certificacion_pesquera/). A tales efectos, al momento de la redacción de este documento se está desarrollando un proyecto de mejora pesquera (FIP por sus siglas en inglés) del componente industrial, que se encuentra en un estado avanzado que ha reconocido mejoras en las prácticas de pesca o en el manejo pesquero (https://fisheryprogress.org/fip-profile/peruvian-anchovy-industrial-purse-seine). Se espera lograr un estatus de certificable en el correr del año 2020.

8.3 CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS

La pesquería de anchoveta ha tenido amplias fluctuaciones en el largo plazo, hecho característico de recursos pelágicos menores sensibles a la variabilidad ambiental. La certeza de que el recurso habita un ecosistema complejo y altamente variable ha llevado a implementar un sistema de gestión más flexible y adaptativo, fuertemente enfocado a incorporar datos en tiempo real de la población de anchoveta, de su pesquería y del ecosistema donde habita. Asimismo, la consecución de medidas de manejo y criterios de evaluación precautorios ha permitido cierta estabilidad en las capturas luego del impacto de El Niño 1997-98. En este contexto, los métodos de evaluación de anchoveta se han readecuado en el tiempo para contender con la variabilidad ambiental, incluyendo (Oliveros-Ramos et al., 2020): (1) el empleo de un horizonte de proyección conservador (menos de seis meses, hasta el próximo período reproductivo) para establecer límites de gestión; (2) observaciones directas del ecosistema y del proceso pesquero en tiempo real, permitiendo vedas pesqueras inmediatas en función del monitoreo satelital y de la composición por tallas del recurso; y (3) la inclusión de la variabilidad ambiental en las proyecciones de captura a escala semestral, utilizando parámetros poblacionales ambiente-dependientes, de acuerdo con indicadores del estado del ecosistema durante el horizonte de proyección. Esta estrategia adaptativa y precautoria de evaluación y manejo ha generado la percepción de una pesquería sustentable en el presente siglo (Arias Schreiber, 2012) y con miras a ser certificada internacionalmente en el corto plazo.

No obstante, se considera que un EEP dista mucho aun de ser cristalizado y operacionalizado en la práctica. Uno de los puntos álgidos lo constituye la ausencia de una política de largo plazo estabilizada y con metas sustentadas por directrices de políticas consensuadas por la participación de los actores relevantes. Tampoco se han elaborado planes de manejo como instrumentos de planificación de largo plazo que permitan analizar el sistema pesquero en su totalidad, y donde se establezcan objetivos y metas consecuentes con una política de Estado. Los ROP en general, y en particular el ROP pesquero elaborado para la pesca artesanal y de menor escala, no constituyen elementos suficientes para operacionalizar un EEP, dado que se enuncian principios y medidas regulatorias, pero adolecen de objetivos del manejo y de mecanismos para medir la eficacia de las medidas de manejo y adaptarlas en función de su desempeño. Sería deseable la elaboración de un Plan de Manejo (en adición a un ROP) que incluya las interdependencias entre las flotas, para de esta manera estimar cuotas de captura en forma integral, que luego sean desagregadas por flota en base a un análisis biosocioeconómico. Esto evitaría el manejo fragmentado de un recurso sujeto a presión pesquera secuencial en el espacio por parte de flotas con diversas características y poder de pesca. El Plan de Manejo permitiría abordar el manejo del recurso teniendo en cuenta los usos (directos e indirectos) de su fase de post-captura, incorporando además aspectos ecológicos y por tanto atendiendo el rol central que cumple la especie en el ecosistema de la corriente de Humboldt. El Plan de Manejo también sería de importancia para fomentar la participación de actores relevantes (e.g., flotas, armadores, sector post-captura) en la toma de decisiones. Esto permitiría aumentar el flujo y calidad de información, integrar el conocimiento de los usuarios para enriquecer al sistema de manejo, e incentivar buenas prácticas dirigidas a minimizar el descarte de juveniles en el proceso pesquero.

Uno de los forzantes externos relevantes que afectan al recurso y su sistema es la variabilidad climática, elemento clave junto con la influencia del mercado en la doble exposición a que se ve sometido el sistema social-ecológico. Teniendo en cuenta la evidencia creciente de un cambio climático que incluye la predicción de una mayor ocurrencia de eventos El Niño y La Niña, la adopción de una estrategia de largo plazo dirigida a mitigar y adaptar el sistema a estos cambios surge necesaria como elemento de planificación. En este contexto, parecen apropiadas medidas tendientes a fortalecer los pilares institucionales, ecológicos, sociales y económicos de la sostenibilidad, que pudieran incluir (Bertrand, Vogler y Defeo, 2018): (1) la institucionalización de un sistema de gobierno participativo; (2) un incremento en el MCV de las actividades de las flotas pesqueras, dimensionándolas de acuerdo a un criterio precautorio; (3) el desarrollo de una política aún más agresiva para aumentar la proporción de anchoveta dedicada al consumo humano directo, a efectos de mejorar la seguridad alimentaria y el desarrollo social y económico en un escenario proyectado de reducción de la abundancia de recurso por efectos del clima; (4) una optimización de los procesos de captura (evitando el excesivo descarte y desembarque no documentado de juveniles) y post-captura, en este caso generando políticas para la mejora de infraestructura (almacenamiento en frío, condiciones sanitarias); y (5) un adecuado dimensionamiento de las flotas en base a estudios bioeconómicos integrados.

1 Dado que el stock Norte-Centro de Perú representa más del 90 por ciento de los desembarques de anchoveta, las tendencias para el total binacional reflejan las variaciones temporales de las capturas en dicho país (Figura 8.3a).

9. Discusión y conclusiones

El análisis comparativo de las pesquerías seleccionadas permite extraer lecciones aprendidas para la potencial implementación de un enfoque ecosistémico de la pesca. Dichas lecciones surgen de la identificación de factores ecológicos, sociales, económicos e institucionales claves que han promovido cambios en el sistema pesquero y que han contribuido en algunos casos al logro de resultados exitosos, reflejados en un sistema social-ecológico (SES) manejado en forma sostenible (y por tanto en el largo plazo). Al respecto, se identificaron factores y condiciones claves para la implementación del enfoque ecosistémico de la pesca (EEP), incluyendo tanto aquellos que lo potencian (y que por tanto deben fomentarse y promoverse) como los que deben ser evitados por inhibir su implementación. También se identificaron condiciones contextuales preexistentes (ex ante) propicias para el logro de pesquerías exitosas que se encuadren, al menos en algunos de sus aspectos, en un EEP. Dichos factores y condiciones pudieron ser identificados en el contexto de lineamientos dinámicos y adaptativos subyacentes a la Teoría de Cambio en un marco de transformación hacia la sostenibilidad de SES (Moore et al., 2014). En tal sentido, algunos factores y condiciones fueron desencadenantes en la generación de estímulos para el cambio y la consecuente interrupción del status quo que potenció la implementación de aspectos relacionados con el EEP. Es importante recalcar que las generalizaciones derivadas del análisis de las pesquerías seleccionadas no constituyen recetas mágicas para la implementación de un EEP, dado que éste es plástico y debe adecuarse a las idiosincrasias de cada pesquería en particular.

9.1 LOGRO DE LOS OBJETIVOS HACIA PESQUERÍAS SOSTENIBLES

9.1.1 Ecología, socioeconomía y gobernanza: aspectos generales

Aunque el objetivo del documento no consistió en evaluar el desempeño de las pesquerías en la implementación del EEP, fue posible identificar logros importantes en tres áreas críticas: el bienestar ecológico, el bienestar socioeconómico (humano) y los factores institucionales o de gobernanza que potenciaron la capacidad de alcanzar dichos objetivos ecológicos y socioeconómicos. De estos logros (Cuadro 9.1) se pueden extraer lecciones aprendidas para implementar un EEP, las cuales se resumen a continuación.

(1) Logros ecológicos. La mayoría de las pesquerías analizadas han mantenido a las especies objetivo dentro de niveles de explotación sostenibles, y han intentado minimizar las capturas incidentales y los impactos en el hábitat. Esto fue observado tanto para pesquerías con poco grado de mecanización como en aquellos casos donde el arrastre constituye un problema sensible (vieira, camarón). La ausencia de efectos perjudiciales derivados de la actividad pesquera ha generado resultados positivos sobre la conservación de la biodiversidad en el caso de pesquerías de pequeña escala (almeja, loco, pepino). En particular, el caso del loco chileno mostró de manera concluyente que la explotación sostenible y la conservación constituyen dos claves del éxito de las AMERB, catalizadas por la obligación que poseen las organizaciones pesqueras de presentar planes de manejo que compatibilicen objetivos de conservación y explotación (Capítulo 6).

Aspectos ecosistémicos, tales como la intensidad y direccionalidad de las interacciones tróficas, no han sido considerados en estimaciones de puntos de referencia y en las reglas de control de las capturas, como debiera ser el caso de las pesquerías de anchoíta y anchoveta (pelágicos pequeños). Pocas pesquerías pueden cumplir con todos los criterios del EEP, y en particular con el anteriormente mencionado. Trochta et al. (2018) mostraron resultados similares derivados de la implementación de la gestión de la pesca basada en el ecosistema (EBFM por sus siglas en inglés). Etapas más avanzadas de la implementación del EEP permitirán incorporar procesos e indicadores multiespecíficos (Caddy y Defeo, 2003; Plagányi, 2007; FAO, 2008), así como considerar marcos de diagnóstico que vinculen aspectos de la demografía y dinámica poblacional con acciones y estrategias de manejo (Link et al., 2020).

(2) Logros socioeconómicos. La evaluación de los logros socioeconómicos no fue tan sencilla, ya que los indicadores relacionados no estuvieron, por lo general, fácilmente disponibles. En sí mismo esto remarca la necesidad de aumentar los esfuerzos para incluir estos indicadores claves para evaluar el desempeño de los SES pesqueros (McClanahan et al., 2009; Hicks et al., 2016; Stephenson et al., 2017). No obstante, algunos logros importantes en pesquerías que han demostrado ser sostenibles incluyeron: (i) mayores retornos económicos por unidad de esfuerzo; (ii) el acceso a mercados con precios más altos que premiaron el valor agregado de los productos (e.g., casos de certificación); (iii) el fortalecimiento de la cooperación entre los pescadores y entre éstos y el gobierno (lo cual conduce a un sector empoderado con capacidad de negociación de precios ante los intermediarios y de medidas de gestión con el gobierno); y (iv) una reducción de conflictos entre diferentes flotas o subsectores a través de medidas espacialmente explícitas que llevaron a una zonificación del espacio pesquero.

(3) Logros institucionales. En el caso de la gobernanza, aspecto crítico para el desarrollo de sistemas pesqueros sostenibles en general y para el desarrollo de un EEP en particular, se han podido identificar las siguientes características claves:

(i) Participación efectiva de los usuarios desde las etapas iniciales de desarrollo pesquero hasta la toma de decisiones. El EEP supone una consulta continua a los actores principales desde el momento mismo de su gestación, y por tanto ofrece una oportunidad única para potenciar la sinergia entre aspectos de uso sostenible (largo plazo) y sustentable (socio-económicamente rentable a la sociedad) con la conservación de la biodiversidad y de los ecosistemas que la contienen. Los casos analizados muestran que las pesquerías que han sido sostenibles en el tiempo incluyen el establecimiento de un sistema efectivo de participación de las partes interesadas en diferentes etapas del proceso de gestión. Este sistema participativo se vio reflejado en diferentes estructuras (formales o informales) de cogestión que incluyeron comités asesores y comisiones de análisis y seguimiento (anchoíta y vieira), participación de los pescadores en la elaboración de planes de manejo y evaluación (loco), consejos de pesca para discutir medidas de evaluación y manejo (almeja amarilla), grupos de trabajo (camarón siete barbas) y juntas de manejo participativas (pepino de mar). En el caso de anchoveta, la participación de la industria en el monitoreo de stock de pretemporada no se ha traducido en su participación efectiva en otras instancias del proceso de gestión, incluyendo la toma de decisiones.

(ii) Sistemas integrados y eficientes de evaluación, manejo y control (MCV) del cumplimiento de medidas de manejo. El desarrollo de sistemas comprehensivos de sistemas de evaluación, manejo y control en diferentes fases permitió incrementar la probabilidad de éxito en el desarrollo del esquema de gestión. Esto se logró a través de la aplicación simultánea de diferentes estrategias dirigidas a lograr la sostenibilidad pesquera, en un marco de redundancia en las estrategias de implementación. Un análisis al respecto se incluye en numerales siguientes.

(iii) Desarrollo de planes de manejo. El desarrollo explícito de un Plan de Manejo, componente clave en un EEP, no estuvo explícito en todos los casos analizados, o bien no se consideró de partida, sino que fue desarrollándose y readecuándose sobre la marcha (anchoíta). No obstante, los procesos de consulta e interacción entre el gobierno y los usuarios generaron en algunos casos (vieira, camarón) esquemas sólidos de manejo que estuvieron contenidos parcial o totalmente en planes de largo plazo. Esto ha sido reconocido internacionalmente por medio de la certificación de dichas pesquerías. En el caso de la pesquería de loco, la implementación del sistema AMERB incluyó la existencia de planes de manejo desarrollados en forma conjunta entre la autoridad gubernamental y las comunidades pesqueras con asesoramiento técnico. El gobierno otorgó derechos de acceso exclusivo a las AMERB solo en aquellos casos con planes de manejo aprobados. Esta definición explícita de derechos de acceso en presencia de planes de manejo participativos y acordados con la autoridad pesquera, potenció las probabilidades de lograr SES pesqueros exitosos.

(iv) Inclusión de forzantes externos en el manejo pesquero. La consideración explícita de los agentes externos (e.g., clima y mercados) en la definición de medidas adaptativas para aumentar la resiliencia ecológica, socioeconómica e institucional (Guillotreau et al., 2017) fue poco abordado en las pesquerías analizadas. No obstante, dos de los siete casos analizados merecen mención especial: anchoveta y almeja amarilla. En el caso de la anchoveta, la evaluación del recurso y la cuota de pesca semestral se estiman y adecuan a variaciones de corto plazo en las condiciones ambientales (Capítulo 8). La estrategia ha resultado exitosa hasta el momento (Oliveros-Ramos et al., 2020). En el caso de la almeja amarilla, el reconocimiento explícito de los efectos del cambio climático en el sistema pesquero ha permitido fortalecer la colaboración entre los usuarios y el gobierno y generar estrategias de adaptación (Defeo et al., 2020). El monitoreo semanal de fitoplancton y toxinas se está llevando a cabo como una medida precautoria dirigida a establecer sistemas de alerta temprana sobre la ocurrencia (cada vez más frecuente) de mareas rojas a efectos de almacenar el recurso para su comercialización (Capítulo 5). Por otra parte, el efecto del mercado a través de la importación de mariscos fue considerado explícitamente por el Consejo Local de Pesca cogobernado para implementar una estrategia de mercadeo competitiva. El rol de los factores externos en los sistemas pesqueros analizados se detalla posteriormente en este capítulo.

9.1.2 La redundancia en herramientas de evaluación, manejo y control

En este documento se emplea el concepto de redundancia de forma similar a su uso en sistemas de información, es decir, se trata de definir este concepto como el medio más simple para tener un sistema de respaldo en el logro de determinada meta a través de la aplicación concurrente de diferentes mecanismos dirigidos a lograrla. Así como la redundancia de interfaces de red, de computadoras, servidores, fuentes de alimentación interna y otros mecanismos, permiten que un sistema se mantenga en adecuado funcionamiento en caso de fallas de alguno de sus componentes, en el caso de un sistema pesquero se aumenta la probabilidad de lograr su sostenibilidad a través de la aplicación de diversos mecanismos dirigidos a lograr tal fin.

El concepto de redundancia ha sido empleado en marcos teóricos y resultados empíricos derivados del análisis de sistemas pesqueros (Caddy y Defeo, 2003; Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011), incluyendo aquellos relacionados con la implementación del EEP (Defeo, 2015). En un contexto de co-manejo, una revisión mundial de pesquerías cogestionadas mostró mayor éxito cuando al menos ocho atributos de manejo eran empleados simultáneamente, mostrando por tanto una fuerte relación positiva entre el número de medidas regulatorias y la sostenibilidad del SES pesquero (Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011). La aplicación simultánea de estos atributos genera redundancia en las medidas de manejo y aumenta la probabilidad de éxito en la gestión pesquera.

El análisis comparativo de las pesquerías incluidas en este documento muestra la aplicación simultánea de acciones o herramientas redundantes en diversas fases del ciclo de manejo, con el objetivo de disminuir las fuentes y magnitud de incertidumbres características de los SES pesqueros. Esto se observó en: (1) los protocolos de monitoreo y evaluación del recurso; (2) las regulaciones de manejo; y (3) los procedimientos de monitoreo, control y vigilancia (MCV). Esto puede concebirse como una tríada de redundancia (Cuadro 9.2, Figura 9.1).

(1) Evaluación: incluye información dependiente e independiente de la pesquería que complementa el conocimiento del SES y disminuye sus fuentes de incertidumbre. Estas aproximaciones para la evaluación de los recursos estuvieron basadas en programas de investigación sólidos, varios de ellos de naturaleza interdisciplinaria y de largo plazo. De esto se desprende el rol crítico de la ciencia como elemento promotor de pesquerías sostenibles, donde se potencia un manejo basado en conocimiento. Dentro de la información independiente de la pesquería, resaltan los programas regulares de monitoreo de stocks y variables ambientales (Cuadro 9.2). En algunos casos también se informó acerca de problemas que afectan al ecosistema como un todo, incluyendo impactos de la pesca en diferentes niveles de la trama trófica y el efecto del clima, así como en la reducción de las capturas incidentales en pesquerías de arrastre de fondo (vieira, camarón). El conocimiento tradicional aportado por los usuarios de los recursos, ya sea de pesquerías industriales (vieira, camarón) como de pequeña escala (loco, almeja), también ha sido integrado como valiosa fuente de información en los planes de manejo. La información recabada resulta en indicadores y puntos de referencia que evalúan el desempeño del SES en términos ecológicos (e.g., abundancia, captura incidental), sociales (empleo, bienestar social), económicos (precios, retornos por unidad de esfuerzo) e institucionales (presencia de plan de manejo, reglas y marco legal, mecanismos de disputas) en la línea de base que sustenta los cuatro pilares de la sostenibilidad pesquera (Stephenson et al., 2017, 2018). En este contexto, la investigación interdisciplinaria a través del análisis de redes (Pittman et al., 2019) es útil para evaluar qué actores se involucran, con quién colaboran y de qué manera están vinculados a la estructura del sistema biofísico del SES, de manera tal de abordar diferentes tipos de problemáticas y desarrollar modelos de redes social-ecológicas en SES integrados (Bodin, 2017).

(2) Manejo: incluye medidas operacionales de manejo complementarias actuando en forma simultánea, tales como cuotas de captura globales (CTP) e individuales, clausuras espaciales, zonificación, tallas legales mínimas, temporadas de pesca, y medidas de mitigación de captura incidental y descarte. Estas últimas incluyen medidas de regulación del arte de pesca, dispositivos de exclusión (camarón), áreas cerradas y periodos del año para evitar la captura de ciertas especies (vieira) o juveniles de la especie explotada (anchoveta). La implementación de estas medidas gana fuerza en el marco de una gobernanza participativa. En caso de múltiples jurisdicciones (anchoíta, anchoveta), un paso adicional consiste en armonizar las regulaciones entre dichas jurisdicciones.

(3) Control: incluye sistemas integrados de control de actividades pesqueras con aproximaciones diferentes pero complementarias, tales como cámaras de video y vigilancia en tiempo real a través del monitoreo satelital de embarcaciones (VMS), observadores a bordo y muestreos y fiscalización en el desembarque (e.g., anchoveta, anchoíta, vieira). Los registros a bordo de datos espaciales de captura y esfuerzo por parte de los usuarios son comparados con información derivada del VMS, de observadores a bordo y de muestreo de desembarques para confirmar la precisión de los datos aportados. Se establece así un sistema integrado de MCV basado en la redundancia en las medidas de control dirigidas a consolidar buenas prácticas pesqueras (e.g., anchoíta, vieira). La aplicación simultánea de estos mecanismos de MCV permitió la evaluación del cumplimiento de las regulaciones pesqueras, proporcionando así la retroalimentación necesaria para modificar o adaptar, en caso necesario, las decisiones de manejo. También resultó de importancia el monitoreo por parte de los propios usuarios, ya sea como requerimiento o como parte de un esfuerzo colaborativo (e.g., colección de información por parte de la comunidad como en almeja amarilla). En el caso de las AMERB (loco), los registros de las actividades realizadas por los pescadores son verificados en todas sus etapas (estimación-captura-comercialización) y avalados por el gobierno (Defeo y Castilla, 2005; Orensanz et al., 2005, 2013), lo cual conlleva a una clara asignación de responsabilidades que favorece el proceso.

La importancia de generar sistemas redundantes en los mecanismos de MCV es evidente a la luz de las graves deficiencias detectadas en diferentes pesquerías analizadas en este documento. La pesca ilegal como problema multicausal (Nahuelhual et al., 2020) ha sido mencionada para los casos de pepino de mar en Galápagos, loco en Chile y anchoveta en Perú, donde no solo afecta el sector de extracción sino también a otros actores a lo largo de la cadena de valor (Gelcich et al., 2017; Nahuelhual et al., 2018). En la pesquería de anchoveta se han estimado pérdidas económicas de USD 400 y 500 millones anuales por concepto de ilegalidad e informalidad (Oyanedel, 2019). Esto realza la importancia de desarrollar sistemas integrados de control no solo en el sector extractivo, sino también en las fases de procesamiento y comercialización.

Es importante enfatizar que la tríada de redundancia es sistema-específico. Por tanto, no existe una receta única para la implementación de las herramientas en cada fase del sistema pesquero, y en consecuencia los procedimientos de evaluación y las herramientas de manejo y control deben ser escogidas según las características idiosincráticas del proceso pesquero y del ciclo de vida de la especie objeto de explotación.

• Varias pesquerías mostraron mejoras ecológicas, sociales, económicas e institucionales, que conllevaron hacia un manejo sostenible.

• Para arribar a un sistema exitoso, no existió un único patrón de desarrollo.

• El EEP es factible ante sistemas de gobernanza participativa en diferentes etapas del proceso de gestión y bajo diversas formas.

• La redundancia en las medidas de evaluación, manejo y control es clave para la transición de pesquerías hacia la implementación del EEP.

• La ciencia juega un rol clave en la evaluación de los cuatro pilares de la sostenibilidad.

9.2 FACTORES DESENCADENANTES O PROPULSORES DE CAMBIOS

El EEP no es un sustituto de la gestión pesquera tradicional, sino que intenta mejorar aspectos claves hacia el logro de un desarrollo sostenible, aspectos que se reconocen explícitamente en los principios mencionados en el Capítulo 1 (FAO, 2009, 2012). No existe un enfoque estándar para desarrollar e implementar un EEP, pero engloba una serie de componentes definidos, como la formulación de una política de Estado que incluya el EEP, el desarrollo de un Plan de Manejo con medidas operacionales y un sistema de evaluación y monitoreo, todo en un contexto adaptativo (FAO, 2009). Sin embargo, el camino hacia la implementación de un EEP no necesariamente sigue este orden. De acuerdo con la noción de que el EEP representa una evolución del manejo pesquero tradicional, la implementación puede comenzar en cualquiera de sus fases y en diferentes escalas, dependiendo del factor que desencadena el cambio en el sistema pesquero, ya sea ecológico, social, económico o institucional.

En cuatro de los casos analizados (loco, anchoveta, pepino de mar y almeja amarilla), el punto de partida que desencadenó el cambio de un enfoque en el manejo fue una crisis pesquera donde se vieron involucrados factores ecológicos, sociales, económicos e institucionales de diversa naturaleza, mientras que en otros casos (anchoíta, camarón, vieira) el incentivo o factor disparador de cambios en el sistema pesquero fue, en mayor grado, de naturaleza económica. A continuación, se aportan ejemplos de algunos factores desencadenantes de cambios (ver desarrollo in extenso en los capítulos respectivos).

(1) Ecológicos: en el caso de la almeja amarilla, la ocurrencia de mortandades masivas llevó a una clausura pesquera por 14 años, y la revisión del marco legal a efectos de la institucionalización de políticas participativas y de enfoques ecosistémicos permitió potenciar la implementación de un EEP una vez que el recurso mostrara signos de recuperación (Gianelli et al., 2018).

(2) Bio-socioeconómicos: en este término se engloban aspectos relacionados con ineficiencia del sistema pesquero como resultado de sobreexplotación y pesca ilegal, tales como el pepino de mar en Galápagos, la anchoveta en Perú y el loco en Chile. La sobreexplotación de los recursos llevó a clausuras pesqueras transitorias o de largo plazo y la concomitante reforma en el sistema de gobernanza en términos de nuevas políticas y/o medidas de gestión. Por ejemplo, en el caso de la pesquería de loco, los shocks socio-políticos que ocurrieron durante las fases de acceso abierto y clausura pesquera fueron impulsores de cambio críticos que llevaron a modificaciones en la legislación pesquera chilena con referencia a los recursos bentónicos bajo un marco institucional democrático y participativo (Gelcich et al., 2010; Herrfahrdt-Pähle et al., 2020). En el caso de anchoveta, la sobreexplotación catalizada por una débil gobernanza fue agravada por la ocurrencia de El Niño como un factor externo (perturbación de pulso climático) que menguó aún más la abundancia del recurso, lo cual indujo a cambios en el manejo. El pepino de mar en Galápagos fue objeto de sobreexplotación (con la consecuente ineficiencia ecológica y socioeconómica), también por una débil gobernanza que generó cambios drásticos en el marco institucional.

(3) Económicos: el agotamiento de recursos pesqueros de similar índole en el hemisferio norte generó incentivos para el desarrollo de pesquerías basadas en recursos con un alto precio unitario en el mercado internacional y por tanto destinadas para exportación (vieira). En el caso del camarón de Suriname, el incentivo económico para el desarrollo pesquero provino desde el ámbito doméstico, al disminuir sustancialmente las capturas de Farfantepenaeus spp. Este desarrollo pesquero se consolidó en una segunda etapa con la búsqueda de certificaciones pesqueras a efectos de generar los mercados internacionales (vieira, anchoíta y camarón). La certificación lograda permitió consolidar buenas prácticas de gestión basadas en los cuatro pilares de la sostenibilidad, y por tanto en línea con los objetivos de desarrollo de un EEP.

En términos de la escala como elemento disparador para la implementación de cambios en los sistemas de gestión, los factores propulsores de cambio de las pesquerías analizadas en este trabajo siempre surgieron a nivel nacional o subnacional (Figura 9.2). No existe ningún impedimento para que el EEP u otro sistema de gestión pueda ser desarrollado a escalas supranacionales (e.g., binacional), que en muchos casos se adecuan en mayor grado a las características de los ciclos de vida de los recursos y sus ecosistemas (anchoíta, anchoveta). Sin embargo, esquemas holísticos como el EEP se hacen más fáciles de implementar a nivel nacional, donde las políticas de acción son más simples y directas al estar regidas, al menos en teoría, por un mismo marco legal e institucional (Defeo, 2015). Por ejemplo, en el caso de la anchoíta de Argentina se ha logrado un adecuado manejo y la certificación pesquera internacional y recién se ha propuesto en los últimos años el desarrollo de un plan de manejo binacional compartido con Uruguay (Capítulo 4), medida si se quiere más realista y consecuente con la distribución del stock y las características del ciclo de vida de la especie. En el caso de la anchoveta, si bien han existido intentos de priorizar desarrollos de manejo basados en la escala del ecosistema (e.g., gran ecosistema marino o LME de la corriente de Humboldt, ruta A-1 en Figura 9.2), la implementación de un EEP aún no ha cristalizado entre Chile y Perú. La pesquería del camarón de Suriname ejemplifica una situación en la que los cambios iniciados a nivel nacional generaron incentivos en la pesquería análoga del país vecino que comparte el mismo recurso. En efecto, los incentivos positivos derivados de la certificación de la pesquería en Suriname catalizaron la certificación del recurso en Guyana (Capítulo 3). En los tres casos, si bien es clara la existencia de una definición operacional/funcional de stocks a nivel nacional que permite el desarrollo de planes de manejo y políticas a esa escala, sería factible generar un plan de gestión común a escala regional (ruta similar a B-2 en Figura 9.2).

• La transición hacia un EEP (o esquemas similares) fue impulsada por crisis socio-políticas o por incentivos económicos.

• Los factores propulsores de cambio siempre surgieron a nivel nacional o local.

• Esquemas holísticos como el EEP son más fáciles de implementar a nivel nacional o sub-nacional, donde el manejo está regido por un mismo marco legal e institucional.

• Si bien en algunos casos la escala de los procesos biofísicos ameritaba la adopción de un EEP a escala supranacional, la ausencia de acuerdos bilaterales o de organizaciones regionales de pesca impidió su cristalización.

9.3 CONDICIONES ECOLóGICAS, SOCIALES, ECONóMICAS E INSTITUCIONALES PROPICIAS

En general, varias pesquerías analizadas en este trabajo han tenido éxito en la implementación de algunos componentes o fases del EEP, aunque éste no haya sido institucionalizado a nivel de política nacional o bien incluido explícitamente en los planes de manejo de las pesquerías respectivas.

Una importante propiedad de un EEP es su naturaleza dinámica y adaptativa. En este contexto, pueden existir marcadas diferencias en los puntos de inicio y las vías que conducen al EEP, aunque en general resulta eficaz una aplicación adaptativa y progresiva del enfoque (FAO, 2010). Sin embargo, la información basal preexistente es clave para desarrollar un EEP y generar un punto de partida para su implementación, aun cuando resulta necesario planificar un protocolo de generación de información para perfeccionarlo en el tiempo, siguiendo un criterio adaptativo (Defeo, 2015).

El análisis comparativo de los casos de estudio permitió identificar algunas condiciones de contexto preexistentes que promovieron pesquerías exitosas. En este sentido, las condiciones propicias o facilitadoras (Agrawal, 2001; Anderson et al., 2015; Huber-Stearns et al., 2017), son definidas a efectos de este documento como factores preexistentes (ex ante) en el sistema pesquero que facilitan la implementación de un enfoque de gestión pesquera como el EEP. La ausencia de dichas condiciones (o bien la ocurrencia de factores inhibitorios) puede representar una barrera para dicha implementación. Ambos tipos de condiciones son dinámicas y pueden ser fortalecidas o erosionadas por cambios en el SES. Existen condiciones propicias o facilitadoras ecológicas, económicas, sociales e institucionales o de gobernanza en los cuatro pilares de la sostenibilidad (Huber-Stearns et al., 2017). Algunas condiciones que potenciaron la implementación del EEP o de algunos de sus componentes, se resumen a continuación:

(1) Límites del sistema bien definidos y acoplamiento social-ecológico e institucional. La gestión pesquera es un desafío debido a la diversidad de actores, la la inconsistencia de los límites políticos y jurisdiccionales con la extensión espacial y temporal de los procesos biofísicos, y una comprensión limitada de las dinámicas complejas de los componentes del SES. La presencia de límites del sistema bien definidos, con una clara correspondencia entre las escalas ecológica (recurso), de operación (pesca) y gestión (unidad de manejo), dio lugar a un acoplamiento social-ecológico y al ajuste de las instituciones a dicho contexto. Esto ocurrió particularmente en recursos sedentarios costeros. Por ejemplo, en el caso de las AMERB de Chile y de la UFMEP en la pesquería de almeja amarilla de Uruguay, los límites bien definidos de cada unidad funcional de manejo, con una clara coincidencia entre las escalas de operación, manejo y gobernanza, facilitó las acciones colectivas catalizadas desde las comunidades pesqueras en dichas unidades (Gelcich et al., 2017; Gianelli et al., 2018), y potenció procedimientos relativamente eficientes de MCV. También en estos casos existió concurrencia espacial entre la locación de las comunidades pesqueras y el sistema del recurso (e.g., caletas en Chile), lo cual genera una condición social propicia de partida que facilita el “ajuste social” (sensu Epstein et al., 2015), es decir, un acoplamiento entre el sistema social y el sistema pesquero. Estos aspectos reúnen las condiciones necesarias para una concurrencia entre las escalas de los procesos sociales y ecológicos que llevan a un ajuste institucional (Epstein et al., 2015), el cual es clave para el éxito en el manejo de recursos naturales renovables en general (Ostrom, 2009; Bodin, 2017) y recursos bentónicos en particular (‘micro-gestión o gestión de micro-stocks’: Prince, 2003; Orensanz et al., 2005). Esta congruencia escalar se traduce en un fuerte acoplamiento entre la dinámica de los ecosistemas y los recursos pesqueros y el componente humano, representando un cambio de paradigma desde la percepción tradicional del manejo pesquero a un enfoque en la dinámica de los SES (Barnes et al., 2019).

Lo anterior también fue percibido en otras pesquerías de invertebrados con una distribución espacialmente explícita, tales como la de vieira en el Atlántico Sudoccidental y la de camarón de Suriname. Los límites bien definidos de los bancos de vieira, y el conocimiento de su distribución agregada y persistente en el espacio, permitieron establecer estrategias de evaluación y manejo sustentadas en unidades de manejo (UM) donde se establecen estimaciones anuales de la captura total permisible en base a un análisis de la abundancia y estructura poblacional conjuntamente con registros de captura y esfuerzo. Este conocimiento permitió un ajuste de las herramientas de manejo a la ecología y demografía del recurso, y llevó a un ajuste institucional del SES sustentado en conocimiento científico. En el camarón de Suriname, los claros gradientes batimétricos en la estructura del recurso permitieron establecer planes de manejo que consideraron este conocimiento previo, lo cual permitió sostener a la pesquería en el tiempo y al mismo tiempo evitar el impacto en la pesca artesanal costera. No obstante, hay lugar para mejorar del sistema de manejo, al ser un recurso que pudiera ser potencialmente compartido con Guyana. En menor grado, este ajuste institucional se observó para los pelágicos menores analizados en este documento. Si bien en la anchoveta peruana puede existir un ajuste institucional al contexto social-ecológico, dado por la definición de dos stocks como punto de partida para generar políticas de manejo, existe incertidumbre en cuanto a la generación de planes de manejo en el stock compartido en el sur entre Perú y Chile. Lo mismo ocurre para el caso de la anchoíta en el Atlántico Sudoccidental, donde las escalas institucionales y las herramientas de manejo debieran trascender las jurisdicciones.

Del análisis anterior se desprende que las características inherentes a los recursos en lo que concierne su ciclo de vida y movilidad son elementos claves que pueden posibilitar la implementación exitosa de enfoques de manejo como el EEP. En particular, los recursos bentónicos sésiles, sedentarios o con movilidad reducida se ven favorecidos para implementar enfoques como el EEP, facilitando no solo la generación de planes de manejo en áreas con sentido ecológico, sino también donde la acción colectiva provee elementos sociales de importancia para desarrollarlos (Ostrom, 2009; Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011; Defeo y Castilla, 2012). En este tipo de recursos, la consolidación de planes de manejo espacialmente explícitos y consistentes en el tiempo, teniendo en cuenta aspectos ecológicos, sociales, económicos e institucionales, ha tenido reconocimiento internacional a través de la certificación de pesquerías (PérezRamírez et al., 2016). La ausencia de una definición precisa de límites para ejercer derechos de pesca, y las incongruencias entre las normas y las condiciones locales del ecosistema y los recursos, han afectado a la sostenibilidad de la pesca de pequeña escala en América Latina, por lo cual este aspecto debe ser tomado especialmente en consideración (Defeo, 2015 y referencias contenidas en éste).

(2) Procesos sociales claves (cohesión social, liderazgo, visión compartida, confianza, participación). La organización y la cohesión interna de las comunidades pesqueras, así como el liderazgo y las tradiciones pesqueras, surgieron como condiciones de partida valiosas del capital social de los usuarios que propiciaron la implementación de esquemas holísticos de manejo. Esto fue observado particularmente en pesquerías de pequeña escala como el loco (Chile) y la almeja amarilla (Uruguay), las cuales han presentado indicadores ecológicos y socioeconómicos positivos en el manejo del recurso (Defeo, 2015; Defeo et al., 2016). Similares tendencias han sido percibidas en pesquerías con una escala mayor de operación y mecanización, como la de vieira y camarón. Estos aspectos sociales han sido considerados esenciales por facilitar la implementación de sistemas participativos de gobernanza como el co-manejo, tanto en pesquerías artesanales como industriales (Gutiérrez, Hilborn y Defeo, 2011). Esta perspectiva es central para la implementación de un EEP, porque destaca la necesidad de enfatizar en objetivos sociales, teniendo en cuenta el conocimiento y las incertidumbres inherentes al comportamiento humano en los ecosistemas (Hicks et al., 2016).

La presencia de un número relativamente bajo de usuarios en cada unidad funcional de manejo (e.g., loco y almeja) o bien a escala de pesquería industrial (e.g., vieira: 4 barcos), también ha sido una condición propicia para el desarrollo de buenas prácticas pesqueras. Esta condición potencia la cohesión social, confianza y visión compartida, y ha sido identificada en marcos teóricos relacionados con el manejo de recursos naturales renovables (Ostrom, 2009) y con servicios ecosistémicos (Huber-Stearns et al., 2017).

(3) Legislación propicia (enabling legislation). La presencia de un marco legal tendiente a promover la descentralización, la participación ciudadana y los derechos de acceso en sistemas pesqueros, generan incentivos para el desarrollo de sistemas participativos, interactivos y adaptativos de gobernanza que facilitan la implementación de políticas basadas en el EEP (Cacaud et al., 2016). Si bien no es imprescindible que el EEP esté incluido explícitamente en el marco legal, es deseable que los principios que lo componen (e.g., principio precautorio, participación: ver Introducción) estén de una u otra manera representados en el marco legal y en la política pesquera (Cacaud et al., 2016).

La mayoría de los países a los cuales corresponden los casos analizados contienen los elementos legales esenciales para implementar el EEP. El caso de Uruguay es claro al incluir explícitamente estos componentes y la noción de enfoque ecosistémico en el marco normativo (Gianelli et al., 2018). No obstante, se debe remarcar que la presencia de un marco legal como tal no es condición necesaria y suficiente para el éxito en la implementación de políticas pesqueras, ya que otros factores como la débil gobernanza pueden socavar el sistema pesquero, tal cual ha sido detallado para el caso de pepino de mar de Islas Galápagos (Castrejón, 2011; Defeo et al., 2016).

(4) Marco institucional adecuado. Adicionalmente a la legislación, la presencia de condiciones institucionales propicias facilita la implementación de enfoques holísticos como el EEP, incluyendo aspectos claves detallados por Agrawal (2001), Ostrom (2009) y Huber-Stearns et al. (2017) para recursos renovables y específicamente por Gianelli et al. (2018) para pesquerías de pequeña escala, tales como: (i) una autoridad responsable de la gestión del recurso (e.g., Dirección, Ministerio, Subsecretaría) que monitoree en forma regular el estado de los recursos y socialice y transparente los resultados al nivel más amplio posible, pero en especial a los usuarios; (ii) un sistema de gobernanza colaborativo, incluyendo normas, reglas y herramientas de manejo que sean fiscalizables y permitan una clara asignación de responsabilidades (e.g., mecanismos de resolución de disputas y acuerdos en reglas de captura); y (iii) la presencia de cierta autonomía por parte de los usuarios para fiscalizar sus normas internas de trabajo.

En el contexto anterior, las reglas de acceso a la explotación del recurso deben ser claramente establecidas e institucionalizadas para ser efectivas. La explícita definición de derechos de acceso a través de diversos mecanismos, incluyendo licencias limitadas (todas las pesquerías), TURFs (AMERB en pesquería de loco en Chile) y Cuotas Individuales Transferibles (vieira) o no transferibles (loco) potenció el desarrollo de esquema exitosos de gestión. En estos casos, la presencia de reglas bien definidas y acuerdos a largo plazo entre los actores relevantes del sistema pesquero, en especial entre los usuarios y los gobiernos centrales, fue una condición propicia para la implementación de esquemas de gestión participativos. Esto no solo potenció a las pesquerías de pequeña escala como loco y almeja amarilla, sino también aquellas de mayor porte como las de vieira y camarón.

Varios de los casos analizados poseen condiciones básicas que facilitaron el desarrollo de enfoques más holísticos, aunque nuevamente es importante resaltar que el cumplimiento de dichas condiciones no asegura per se el éxito en su implementación. En el caso especial del loco en Chile, fue necesario acompasar estas condiciones con el nuevo marco normativo que surgió como resultado de una ventana de oportunidad dada por el advenimiento de la democracia y las movilizaciones sociales, en conjunto con la intensificación del diálogo entre usuarios, científicos y tomadores de decisión (Gelcich et al., 2010, Capítulo 6).

• Las pesquerías exitosas mostraron ciertas condiciones propicias que potenciaron la capacidad de alcanzar los objetivos, tales como:

1. Clara correspondencia entre escalas ecológicas, de operación y gestión

2. Cohesión social, liderazgo, organización y un pequeño número de usuarios

3. Legislación promoviendo la descentralización, la participación y derechos de acceso

4. Marco institucional definido y acuerdos a largo plazo entre actores del SES pesquero

• La ausencia de condiciones propicias puede representar una barrera para la implementación del EEP, pero su presencia no garantiza la sustentabilidad

9.4 FORZANTES EXTERNOS Y SU ROL CLAVE EN EL MANEJO DE LOS RECURSOS

En este documento se ha demostrado que agentes forzantes externos al sistema pesquero de diferente naturaleza generan incertidumbre acerca de su desempeño en el largo plazo. Los casos de estudio mostraron un efecto importante del clima, los mercados y la inestabilidad en los sistemas de gobernanza en los SES pesqueros a diferentes escalas de espacio y tiempo. Estos forzantes afectaron las poblaciones explotadas, la dinámica del sector pesquero y los beneficios derivados de la actividad. Gran parte de las pesquerías de América del Sur constituyen SES con bajos niveles de resiliencia, lo cual implica que sean muy vulnerables a los forzantes tanto proximales (que actúan directamente en el SES) como distales (acoplamiento a distancia) (Castrejón y Defeo, 2014; Salas et al., 2019) definidos en el Capítulo 1 (Figura 9.3). A continuación, se resumen los principales efectos de los forzantes externos en los casos de estudio analizados.

9.4.1 Mercados

Los mercados internacionales tuvieron un papel importante en el desarrollo y la gestión de varias pesquerías analizadas en este documento. El aumento en la demanda de los productos pesqueros, determinado por la disminución de la oferta causada por la sobrepesca de stocks similares en caladeros tradicionales de países del norte, las estrictas cuotas de captura para los stocks en procesos de recuperación, y cambios en el comportamiento del consumidor, han incrementado los precios y desencadenado efectos positivos o negativos que impulsaron las condiciones para el desarrollo de la pesca y determinaron el desempeño del sistema pesquero.

En un contexto positivo, los altos precios y presencia de un mercado ávido de productos de alta calidad y con demanda insatisfecha llevaron, en primera instancia, a un desarrollo pesquero planificado y posteriormente a la búsqueda de certificación como un incentivo mercado-dependiente a fin de consolidar el posicionamiento de los productos a nivel internacional. Estos fueron los casos de anchoíta y vieira de Argentina, y camarón de Suriname. Las estrictas regulaciones establecidas desde el principio del proceso del desarrollo pesquero han generado niveles sostenibles de explotación en los tres casos. La certificación de las pesquerías ha permitido la colocación del producto en el mercado internacional apostando por la calidad, el valor agregado y una oferta constante.

Los procesos de certificación no solo han sido beneficiosos en un contexto de mercado, sino que también han propiciado el desarrollo de los siguientes aspectos en las pesquerías certificadas analizadas en este documento (Pérez-Ramírez, Lluch-Cota y Lasta, 2012; Pérez-Ramírez et al., 2016):

1. Aproximaciones holísticas: el proceso de certificación creó incentivos para la implementación de medidas de gestión en línea con los principios del EEP. La certificación de pesquerías implica cumplir estándares de calidad en aspectos ecológicos, económicos, sociales e institucionales, que demuestren la sostenibilidad en la explotación del recurso, la ausencia de efectos ecosistémicos y la presencia de un marco de gobernanza sólido (Gutiérrez et al., 2012, 2016). Esto concuerda con los cuatro pilares de la sostenibilidad pesquera y con las bases de un EEP.

2. Esquemas participativos de gobernanza resultantes de procesos de consulta e interacción entre el gobierno y los usuarios, generando mecanismos de retroalimentación y cambios organizacionales adaptativos.

3. Programas de obtención de información dependiente e independiente de la pesquería a través de aproximaciones complementarias, tendientes a obtener datos de calidad para desarrollar un manejo basado en la ciencia (science-based management).

4. Desarrollo de planes de manejo con cierto grado de estructuración. La presencia de un Plan de Manejo es requisito del proceso de certificación, por lo cual, con variantes, se han establecido pautas que se concentraron en dichos planes.

5. Aproximaciones ecosistémicas dirigidas a mitigar el impacto de la pesca incidental y los descartes, incluyendo el desarrollo de experimentación tecnológicopesquera (vieira, camarón).

6. Esquemas sólidos de MCV y fiscalización, con implementación simultánea de mecanismos dirigidos a consolidar buenas prácticas pesqueras (Cuadro 9.2, Figura 9.1).

En el futuro se espera un aumento de las iniciativas para la certificación de pesquerías en América del Sur, ya que los mercados de la Unión Europea y de Estados Unidos demandan productos certificados. No obstante, esta hipótesis está sujeta al devenir de la situación económica mundial y de las diferentes tendencias de los mercados. Por ejemplo, un importador clave de productos pesqueros del continente es China, que no exige productos certificados. Por otra parte, no se han documentado aún efectos positivos de la certificación en el precio unitario de algunos de los productos. La estructura heterogénea del comercio mundial, así como el incremento en la conectividad, pueden llevar a cambios no pensados en la intensidad de explotación y a socavar la resiliencia de algunos SES pesqueros, en especial aquellos con gobernanza débil (pepino de mar, Capítulo 7).

En el caso de pesquerías no certificadas, y a una escala doméstica, también se han documentado efectos positivos del mercado. Esto ha ocurrido con la almeja amarilla de Uruguay, donde el cambio en la estrategia de comercialización apostó a la calidad sobre la cantidad, en vista de la merma en la abundancia del recurso debida a mortandades masivas inducidas por el clima (Gianelli, Martínez y Defeo, 2015; Gianelli et al., 2018).

El efecto negativo de los mercados se observó en el caso de la anchoveta destinada para consumo humano directo. En este caso, el mayor beneficio económico generado por la venta de harina y aceite en relación al consumo humano directo, así como por el incremento de la demanda (insatisfecha por momentos) de dichos productos como forraje para actividades de acuicultura, principalmente en China, favorecieron el incremento del precio unitario (Fréon et al., 2014a). En contraposición, los hábitos alimenticios del consumo doméstico y la limitada demanda internacional de productos para consumo humano directo (producto único que debe ser comercializado por las flotas artesanal y de mediana escala) desestimularon el comercio de dichos productos, aun cuando éstos podrían jugar un rol clave en mitigar el déficit proteico y proveer un alto valor nutricional a los segmentos poblacionales más carenciados. En anchoíta (Capítulo 4) también se ha observado una demanda decreciente por parte del mercado internacional con respecto al producto específico (consumo humano), lo cual ha llevado a que las capturas sean menores que la CTP propuesta (Prenski et al., 2016). La disminución en el valor de exportación del loco chileno (Capítulo 6) denota su dependencia del mercado internacional, donde las conexiones distales entre el precio de los productos locales y las variaciones en la oferta/demanda global de productos juegan un importante papel (Castilla et al., 2016). Este acoplamiento a distancia entre la producción y las fuerzas del mercado puede hacer inefectivo los esfuerzos de gestión y afectar al desempeño económico de las AMERB en particular (Castilla et al., 2016).

La pesquería de pepino de mar ejemplifica un efecto negativo de la globalización y acoplamiento a distancia de los mercados. La demanda insatisfecha de un producto de altísimo precio en el mercado ha generado una sobreexplotación en serie de pesquerías de pepino de mar en forma de auge y caída (“boom-and-bust”: Purcell et al., 2013) a través de una explotación de recursos contagiosa (sensu Eriksson et al., 2015). La sobreexplotación secuencial de pesquerías de pepino de mar se vio agravada por la lenta o nula capacidad de reacción de los sistemas locales de gobernanza, que se ven sobrepasados por la celeridad del proceso (Castrejón y Defeo, 2015; Crona et al., 2016). El rápido desarrollo pesquero y los altos niveles de extracción impulsados por la presión del mercado, socavan la poca capacidad de resiliencia de las agencias gubernamentales para reaccionar a tiempo y proporcionar una base científica sólida para la gestión pesquera. Esto conduce a una sobreexplotación súbita, inclusive antes de ser percibida como amenaza por los gobiernos locales (Eriksson et al., 2015). Por tanto, la situación se agrava en presencia de sistemas de gobernanza débiles y no reactivos con desconexiones entre los usuarios y los organismos de toma de decisiones, así como en sistemas con pobre MCV de las medidas de manejo. El caso del pepino de mar en Galápagos demuestra que la demanda del mercado internacional por productos de alto valor puede horadar el SES. Sin una regulación y control adecuados, las pesquerías pueden desarrollarse sin límites y conducir a sobrepesca y a un colapso social-ecológico (Capítulo 7). Este proceso se vio agravado por la presencia de agentes comerciales itinerantes e ilegales y su disponibilidad a pagar precios más altos a medida que la abundancia del recurso se hacía más escasa. Esto llevó a la intensificación de la pesca ilegal, a múltiples clausuras y al colapso social-ecológico de la pesquería (Castrejón et al., 2014).

9.4.2 Clima

El clima, operando como fuente de variabilidad o cambio, jugó un papel crítico en las tendencias de largo plazo de la mayoría de los recursos pesqueros analizados en este documento (Figura 9.3). Es importante remarcar aquí que con cambio climático se hace referencia a un cambio de largo plazo sistemático, monotónico y continuo de aumento o disminución de una o varias variables relacionadas con el clima (temperatura, precipitación, nivel del mar, acidificación, vientos). En cambio, la variabilidad climática es la forma en que el clima fluctúa por encima o por debajo de un valor promedio, reflejando patrones en las propiedades estadísticas del clima que varían (a menudo cíclicamente) en un rango de escalas de tiempo desde diarias hasta multidecadales.

En la anchoveta, la variabilidad climática ha constituido el forzante externo principal que, operando a diferentes escalas temporales, ha ocasionado variaciones en su abundancia (Capítulo 8). A una escala intraanual, las variaciones del clima afectaron la duración e intensidad de la actividad reproductiva, lo cual llevó a la implementación de un esquema adaptativo y precautorio de explotación semestral a efectos de mantener la biomasa explotable a niveles sostenibles. En el largo plazo, El Niño actúa como perturbación de pulso que ha determinado dramáticas disminuciones del recurso y que ha llevado al colapso social-ecológico del sistema pesquero. Esto suscitó la necesidad de generar un sistema de monitoreo continuo de las condiciones climáticas y de generación de información dependiente e independiente de la pesquería, a fin de promover marco adaptativo y precautorio de manejo dirigido a mitigar los efectos adversos de esta perturbación en el SES pesquero. Esta vulnerabilidad a las condiciones climáticas es muy importante en recursos pelágicos pequeños, aunque hasta el momento no se ha manifestado en forma tan explícita en el caso de la anchoíta en Argentina (Capítulo 4).

El cambio climático ha diezmado las poblaciones de almeja amarilla en el Océano Atlántico Sudoccidental (Capítulo 5). Los efectos del incremento de la temperatura superficial del agua de mar (SST por sus siglas en inglés) y de otras variables relacionadas (e.g., vientos, nivel del mar) han sido nocivos para el SES, afectando el subsistema biofísico (ecológico) y el humano (social). La pesquería se mantuvo cerrada durante 14 años consecutivos como resultado de la ocurrencia de mortandades masivas en todo su rango de distribución, y si bien se recuperó parcialmente, nunca llegó a los niveles de abundancia previos a la ocurrencia de dichas mortandades. Al igual que en el caso de la anchoveta, los cambios en el componente biofísico del SES llevaron a generar un esquema de manejo adaptativo que priorizara la calidad sobre la cantidad del producto.

El análisis de los casos anteriores, donde la ocurrencia de eventos extremos y/o cambios de fases oceanográficas llevaron a la ocurrencia de puntos de inflexión (tipping points) que condujeron a cambios dramáticos en el comportamiento del SES pesquero, enfatiza en la necesidad de incluir explícitamente el clima como forzante externo de relevancia en los planes de manejo. La sostenibilidad de un servicio ecosistémico de aprovisionamiento de alimentos como la pesca requiere la evaluación de la vulnerabilidad de los SES a los puntos de inflexión. En este contexto, dicha evaluación a estos cambios abruptos del estado del ecosistema sigue siendo un desafío, porque debe priorizar la conectividad entre los componentes institucionales, ecológicos, sociales y económicos del SES, bajo un enfoque participativo (Lauerburg et al., 2020).

En el caso del pepino de mar se dio un efecto positivo de El Niño en su abundancia y disponibilidad (Capítulo 7). La abundancia de pepino de mar y de langosta espinosa (pesquería de pequeña escala que también se desarrolla en Galápagos) aumentó con el incremento de la SST, favoreciendo a ambos recursos (Defeo et al., 2013). El incremento en la SST dado por El Niño 1997-98 (el evento climático más intenso registrado en los últimos 30 años en Galápagos) produjo pulsos de reclutamiento muy fuertes. El efecto positivo de la SST en estos recursos implica que el clima (u otros forzantes externos actuando aisladamente o en conjunto) puede llevar a inflexiones positivas en el estado del sistema, es decir, a cambios en el SES pesquero en una dirección deseable (Lenton, 2020). No obstante, los reclutamientos reducidos en años subsiguientes, unidos a una flota sobredimensionada e incentivada a pescar, incluso en forma ilegal, debido al incremento de la demanda externa, sentaron las bases para el colapso social-ecológico que ocurrió años después en el pepino de mar (Castrejón y Defeo, 2015; Defeo et al., 2016).

Las lecciones aprendidas de estos casos pueden resumirse en la necesidad de: (1) incluir en forma explícita al clima como factor forzante en los planes de manejo a efectos de proveer bases sustentadas en los principios de precaución y adaptación que caracterizan a un EEP; y (2) desarrollar planes de adaptación y/o mitigación de los efectos del clima en los SES pesqueros, tomando en cuenta aspectos relacionados con factores ecológicos, sociales, económicos e institucionales (Sumaila et al., 2011; Defeo et al., 2020), incluyendo la propia percepción de los usuarios en dichos planes (Pittman et al., 2019).

9.4.3 Gobernanza

La gobernanza pesquera incluye las estructuras, procesos, reglas y tradiciones que dan forma a las acciones individuales y colectivas, mediante las cuales se toman decisiones para manejar el sistema pesquero en base a medidas operacionales definidas, implementadas y puestas en práctica para obtener los máximos beneficios del sistema en forma sostenida. En otras palabras, hace referencia a los procesos que determinan los acuerdos sociales sobre quién pesca, qué, cuándo y cómo, así como las organizaciones e instituciones asociadas (políticas y otras reglas en uso) para monitorear y hacer cumplir estos acuerdos. La gobernanza es un forzante externo de importancia clave, pues puede estar sujeto a una fuerte variabilidad que trasciende al sistema pesquero como tal.

Uno de los problemas más agudos en las pesquerías mundiales, en especial en países en desarrollo como los de América del Sur, es la inestabilidad política y la fragilidad institucional, aunado a la ausencia de políticas de Estado que trasciendan a las administraciones de turno (Castilla y Defeo, 2012). Dicha inestabilidad genera problemas de inequidad en el corto (privilegios no sustentados) y largo (intergeneracional) plazos, aumentando la incertidumbre en el sistema. La ausencia de estructura democráticas y descentralizadas afecta al buen funcionamiento de un SES pesquero (Gelcich et al., 2010; Hall, 2011; Bodin, 2017). Un SES pesquero con una gobernanza frágil o inestable, como por ejemplo la ausencia de políticas de Estado, cambios drásticos en los esquemas institucionales y legislación inadecuada, ilegitimada u obsoleta, potencia esquemas inapropiados de MCV e induce a problemas de corrupción y pesca ilegal (un problema multicausal), a la aparición de usuarios no contribuyentes en el uso de los recursos (Seijo et al., 1998), y en consecuencia a una trampa social-ecológica donde el sistema es poco capaz de revertir dicha situación (Cinner, 2011; Kittinger et al., 2013; Nahuelhual et al., 2020). Esto ocurrió en la pesquería de pepino de mar en Galápagos (Capítulo 7), donde la existencia de objetivos de alto nivel y de un modo de gobernanza descentralizado (contenido en el marco legal) fue débil en su operacionalización e inestable en el tiempo (forzante distal a nivel nacional), lo cual llevó a un pobre desempeño del sistema a escala local (Figura 9.3). Este forzante magnificó el efecto de una débil organización de un sector artesanal sin cohesión social y con ausencia de líderes que los representaran en las instituciones del sistema de gobernanza. Esto hizo que las comunidades pesqueras no se sintieran identificadas con los planes de manejo y potenció la pesca ilegal.

Las lecciones negativas aprendidas de los casos analizados refuerzan la percepción de la gobernanza e institucionalidad como una importante barrera para lograr una buena gobernabilidad y en consecuencia un manejo sostenible de los recursos (Jentoft y Chuenpagdee, 2009; Defeo y Castilla, 2012). La inestabilidad en las instituciones, el pobre desarrollo de políticas de Estado y la ausencia de sistemas transparentes de gobernanza constituyen problemas críticos en las pesquerías de América del Sur, lo cual se refleja en un alto porcentaje de recursos sobreexplotados (FAO, 2018, 2020). La débil gobernanza es especialmente acuciante en pesquerías costeras de pequeña escala en la interfaz tierra-mar, donde el fácil acceso y las extensas costas hacen difícil y muy costosa la implementación de mecanismos adecuados de MCV (Defeo y Castilla, 2005, 2012; Pittman y Armitage, 2016; Salas et al., 2019). La existencia de sistemas policéntricos de gobernanza, donde múltiples órganos de gobierno interactúan para crear y ejecutar herramientas contenidas en los planes de manejo, constituye una aproximación efectiva para contender con estos problemas (Bodin, 2017), así como con aquellos derivados de shocks ocasionados por otros forzantes proximales y distales. La transición de la gobernanza pesquera hacia esquemas policéntricos participativos está relacionada con la capacidad de las partes involucradas de identificar e institucionalizar las mejores prácticas, y en ese sentido las pesquerías de loco (Estévez et al., 2020) y almeja amarilla (Gianelli et al., 2018) han mostrado una tendencia saludable en esa dirección.

9.4.4 Acuicultura

La acuicultura es un forzante externo que afecta directamente (proximal) al sistema pesquero, a través de la producción de productos complementarios o sustitutivos a los principales productos generados por la pesquería (e.g., cultivo de pepino en granjas). La acuicultura como forzante proximal también afecta al SES pesquero local a través de la competencia por espacio y destrucción de hábitat (e.g., granjas camaroneras costeras) (Hall, 2011). En otros casos actúa como forzante distal (efecto indirecto), a través de la demanda de productos de una pesquería objetivo que son utilizados como raciones de otros productos de cultivo de especies de agua dulce, marina o bien como forraje para animales de granja. Teniendo en cuenta las recientes proyecciones sobre el incremento exponencial de la acuicultura (FAO, 2018), particularmente en China, este forzante externo jugará un rol creciente en los SES pesqueros. La acuicultura ha aumentado los estándares de calidad de los productos (existiendo inclusive esquemas de certificación internacional como el Aquaculture Stewardship Council, que constituyen incentivos adicionales) y ha mejorado la administración de sus cadenas de suministro, por lo cual puede ejercer una presión a la baja sobre los precios de los productos pesqueros y en consecuencia en la rentabilidad de las pesquerías. En el caso de la anchoveta, la producción de harina de pescado se vio potenciada por el aumento de la demanda internacional, particularmente de China (Figura 9.3). El mayor beneficio económico generado por la venta de harina y aceite (en contraposición al consumo humano directo), así como por el incremento de la demanda (insatisfecha por momentos) de dichos productos en un contexto internacional como forraje para actividades de acuicultura y de granja, favorecieron un alto y creciente precio unitario. Por tanto, la acuicultura jugará un rol cada vez más preponderante en la fijación de precios y en la demanda de anchoveta a efectos de producción de ración para el consumo de diversos animales.

La producción acuícola cultivada ha mostrado tener un efecto negativo sobre los precios de exportación del loco en Chile (Castilla et al., 2016). Las caídas en los precios de exportación tuvieron un efecto negativo en los desembarques oficiales, lo cual afectó los planes de manejo y la renta económica de las AMERB (Figura 9.3). Debido a las grandes fluctuaciones del mercado y al impulso mundial para desarrollar la producción a gran escala de gasterópodos marinos, se requiere desarrollar una política de diversificación y generación de productos con mayor valor agregado, a fin de potenciar el desarrollo de las comunidades pesqueras en el largo plazo.

Un elemento positivo de la acuicultura podría estar dado por la sustitución de los productos pesqueros por aquellos derivados de su cultivo, lo cual podría disminuir la presión sobre los recursos pesqueros (Carranza et al., 2009). Dado que algunas AMERB de Chile no han logrado cumplir sus objetivos, poniendo en peligro su continuidad, se ha propuesto la implementación de sistemas mixtos AMERBacuicultura como un incentivo para aumentar la sostenibilidad de estos SES (Sepúlveda et al., 2019). La producción acuícola controlada puede favorecer el rendimiento de las AMERB, hecho remarcado por los propios usuarios del recurso (Gelcich et al., 2017). El capital social ha sido identificado como clave en la implementación de estos sistemas mixtos, pudiéndose promover una estrategia de diversificación de medios de vida para las comunidades pesqueras que abarca los beneficios económicos de la acuicultura con aquellos derivados de las AMERB (Sepúlveda et al., 2019). El desarrollo de fondos sectoriales dirigidos a compatibilizar actividades de acuicultura y explotación de bancos naturales podría mejorar el aprovechamiento de las AMERB, de acuerdo a sus características, condiciones y necesidades particulares (SUBPESCA, 2017).

9.4.5 Múltiple exposición: retos y necesidad de adaptación a factores externos

El cambio climático ha alterado algunos procesos del componente biofísico del SES, tales como la productividad primaria, la distribución y el rendimiento de las especies explotadas, lo cual ha impactado al componente social del SES, con efectos económicos negativos (Sumaila et al., 2011). La intensidad de los forzantes externos actuando a escalas proximales (e.g., temperatura, eutrofización, pH) y distales (e.g., globalización de mercados) podría acentuarse en el tiempo (Österblom et al., 2017), excediendo la fortaleza de cualquier plan de manejo bajo un EEP. El problema se agrava si se considera que dichos forzantes no actúan aisladamente de manera asincrónica en el tiempo, sino que por lo general lo hacen simultáneamente. Esto disminuye la capacidad de predicción de sus efectos (que no resultan aditivos sino multiplicativos) en el SES pesquero y de proponer medidas de mitigación y adaptación para disminuir las fuentes de incertidumbre.

A pesar del reconocimiento de los claros vínculos entre el clima y las actividades económicas globalizadas, y sus efectos en los SES pesqueros, se ha prestado limitada atención a las interacciones entre dichos forzantes, que a menudo pasan desapercibidas. Al respecto, se ha desarrollado un importante marco teórico sobre el efecto de la doble exposición, caracterizada por la influencia concurrente y simultánea de efectos climáticos (e.g., El Niño) y aquellos derivados de la globalización económica (O’Brien y Leichenko, 2000; Leichenko y O’Brien, 2008). La doble exposición se refiere al hecho de que ciertas regiones, sectores, ecosistemas y grupos sociales se verán influenciadas simultáneamente (en la mayoría de los casos de forma negativa) por los impactos del cambio climático y de la globalización de los mercados, generando dinámicas inesperadas en los sistemas y aumentando la incertidumbre en su comportamiento.

La mayoría de las pesquerías analizadas en este documento (e.g., anchoveta, anchoíta, pepino, loco: ver capítulos respectivos) están expuestas, en menor o mayor grado, a un fenómeno de doble o múltiple exposición (Figura 9.3). El caso de anchoveta es impactante (Mullon et al., 2009; Mullon, 2014): la variabilidad climática (El Niño) afecta tanto la oferta (e.g., la productividad de la pesquería) como la demanda (e.g., el funcionamiento de las granjas marinas con fines de acuicultura), mientras que la globalización afecta la demanda (e.g., precios de la harina y aceite de pescado, costos de pesca) y relaciones comerciales (e.g., impuestos de importación). En el caso del pepino de mar, el efecto combinado de la débil gobernanza que ha llevado a una pobre gobernabilidad, aunado a las fuerzas del mercado, ha sido crítico en la explicación de las tendencias observadas. Adicionalmente, la variabilidad climática a través de El Niño ha constituido un componente significativo que actuó en forma positiva en ésta y otras pesquerías de las Islas Galápagos, potenciando por ejemplo el reclutamiento del pepino (Defeo et al., 2013). En consecuencia, han actuado tres forzantes en el sistema, dos de manera negativa y uno de manera positiva (Figura 9.3). Por tanto, se requiere desarrollar un enfoque para el análisis de las interacciones entre los forzantes en general, y entre los cambios ambientales y económicos en particular, prestando atención a la forma en que dichos procesos interactúan en espacio y tiempo (Leichenko, O’Brien y Solecki, 2010).

La conectividad entre forzantes es clave para determinar eventos en cascada, para lo cual no solo es importante establecer el signo de cualquier interacción causal entre ellos (Figura 9.3), sino también su magnitud (Rocha et al., 2018; Lenton, 2020). Cuando los puntos de inflexión están acoplados causalmente, pueden ampliar o amortiguar las señales de alerta temprana, dependiendo de la naturaleza del acoplamiento (Brock y Carpenter, 2010). En particular, los mismos métodos que pueden proporcionar una alerta temprana sobre puntos de inflexión ambiental o del mercado, pueden ser usados para detectar si un SES es más sensible a otros forzantes externos, tales como la gobernanza o las migraciones humanas (Lenton, 2020). Para detectar la potencial ocurrencia de cascadas o de un efecto dominó en los puntos de inflexión (en casos de una fuerte interacción causal y conectividad entre forzantes) se requiere el mapeo de redes a gran escala para entender la magnitud de los forzantes que afectan al SES (Lenton, 2020). La capacidad de adaptación y mitigación que provean los planes de manejo en circunstancias como la antedicha es fundamental para aumentar la resiliencia en la gobernanza y sustentar los bienes y servicios que proporcionan los SES (Sumaila et al., 2011; Guillotreau et al., 2017). Algunos ejemplos de estrategias/medidas de adaptación para mitigar estos impactos han sido mencionados a lo largo de este documento.

• Las pesquerías analizadas están expuestas a un fenómeno de múltiple exposición, donde dos o más factores externos afectan el desempeño del SES pesquero.

• El clima, los mercados y la inestabilidad de los sistemas de gobernanza se destacan como forzantes externos influyentes.

• La capacidad de adaptación y mitigación a estos factores es fundamental para aumentar la resiliencia de los SES pesqueros.

9.5 EPÍLOGO

Nada es para siempre… Si bien las tendencias de largo plazo sugieren un buen desempeño de algunos SES pesqueros, el éxito no debe darse por sentado. Los SES son dinámicos y, en particular en América del Sur, son muy vulnerables a cambios en los ciclos institucionales. La ausencia de políticas de Estado coherentes y los cambios institucionales pueden dar lugar a políticas erráticas que horadan la cohesión social y generan incertidumbre, pudiendo provocar cambios sustanciales en el corto plazo en el desempeño pesquero. Ello puede verse agravado con el efecto adicional de otros forzantes externos, tanto distales como proximales, identificados en este documento, lo cual amerita un seguimiento propio de este tipo de sistemas a efectos de evaluar su desempeño con criterios adaptativos y realistas.

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