Durante el periodo 1998-2012 la pesca comercial en el PNAES generó entradas a los pescadores por un valor de $42, 915,137.Durante el periodo 2001-2012 se generó $207,291 por la venta de permisos de pesca en el PNAES. Del 2008 al 2012 se generó$4, 959,428 por cobro de derechos para ingresar al parque. Finalmente, en el periodo 2008 al 2012 se invirtió $10, 212,312 en la gestión (presupuesto operativo) del PNAES (fig. 32). De todos los conceptos analizados (en este estudio) el que menos ingresos generó fueron los permisos de
65 pesca, tal es así que no se logró notar su presencia en la Figura32 al momento de compararlos con el resto de las divisas. El monto acumulado por la venta de las pulseras incrementó con el paso de los años. El ingreso obtenido de la pesca muestra patrón cíclico con una leve tendencia a la baja y finalmente el presupuesto operativo para el PNAES ha ido disminuyendo con el tiempo.
Figura 32. Conjunto de variables socioeconómicas (todas en valor de $ de Febrero 2013, ajustadas al IPC). La línea vertical punteada marca el año de creación del AMP
66
8 DISCUSIÓN
8.1 Monitoreo biológico
8.1.1 Series de tiempo
Las series de tiempo de los tres indicadores (totales) analizados en este estudio (fig. 3) durante el periodo 1998-2011 muestran tendencias generalizadas de disminución de peces de arrecife en el PNAES. Así mismo, las series de tiempo de los grupos tróficos (a nivel de archipiélago (fig.4-6) y por sitio muestreado (tabla IV-VII)) y de las especies de importancia comercial (fig.7) también muestran tendencias generalizadas de disminución. Aunque los cambios aún no son estadísticamente significativo, sugieren que el ecosistema marino (al menos en cuanto a población de peces de arrecife se refiere) del PNAES se encuentra perturbado y está simplificándose la estructura de la comunidad de peces en la zona y disminuyendo la cantidad de individuos presentes en la zona, lo cual puede deberse a diferentes factores causales, tanto ambientales (temperatura, viento, huracanes, FAN etc.) como antrópicos, incluyendo la pesca, perturbación del hábitat, recolecta de especímenes y materiales, daño a las comunidades coralinas (por efecto de las actividades de buceo en la zona y las anclas) (SEMARNAT 2012).
Un ejemplo de perturbaciones ambientales podría ser los dos huracanes categoría 2 que se presentaron en el año 2003, los cuales modificaron los perfiles de playa, derrumbaron algunas casas de pescadores y arrastraron basura de la ciudad de La Paz a las aguas del parque (Hernández y Bravo 2003, SEMARNAT 2012). Este mismo año se registró uno de los niveles más bajos en la densidad total de peces (1.2 org/m2) de arrecife (fig. 3). Pese a los limitados indicios hallados sobre cómo pueden haber influenciado los factores ambientales a las poblaciones de peces de arrecife, los antecedentes del PNAES sugieren que las acciones pasadas y presentes del hombre tienen un efecto negativo sobre estas poblaciones (NIPARAJÁ 2005), y que probablemente estas acciones han jugado
67 un papel importante en los cambios observados a lo largo del periodo de estudio. La evidencia sobre la capacidad del ser humano para modificar los ecosistemas marinos es cada vez más común. En el 2008 Halpern y colaboradores publicaron un mapa de impactos antrópicos (ej. contaminación, sobreexplotación, introducción de especies, destrucción del hábitat, cambio climático global) en los ecosistemas marinos a nivel mundial donde expone que el 96% de los mares presentan algún tipo de impacto y que el ~41% de los océanos están fuertemente afectados, quedando únicamente el Ártico y la Antártida como sitios con impactos bajos debido a su aislamiento. Por su parte, en el GC, abundante bibliografía evidencia importantes alteraciones antrópicas en el ecosistema marino, por ejemplo: a) cambios drásticos en la abundancia de especies, principalmente megafauna, en los últimos siglos, b) decremento de los recursos pesqueros desde 1950, c) disminución de los sitios de reproducción y crianza de organismos marinos debido a decremento del flujo del Río Colorado y d) Incremento de las poblaciones de especies de bajos niveles tróficos como las medusas (Salas et al. 2004, CEMBA y COBI 2010).
El decremento de las poblaciones de peces de arrecife en el PNAES puede sugerir una falla en el cumplimiento de los objetivos del PNAES, sin embargo hay que recordar que la AMP del PNAES es una de las AMP más recientemente creadas dentro del Golfo de California (creada en 2007), por lo que es posible que el tiempo transcurrido desde la formación del PNAES no sea aún suficiente para observar la recuperación esperada en las poblaciones de los peces de arrecife. Por ejemplo, cuatro años después del establecimiento del Parque Nacional de Capo Pulmo (emblema de AMP exitosa tanto dentro del GC como a nivel mundial) aún no se observaban diferencias significativas en la biomasa de peces, las cuales aumentaron significativamente en los siguientes diez años hasta alcanzar a los 15 años un incremento de biomasa de peces del 463% respecto a niveles base previos a la protección (Aburto-Oropeza et al. 2011). Mientras que diversos
68 estudios han reportado periodos de cinco años o más para recuperaciones visibles de las poblaciones de peces dentro de AMP (Kaufman 2013), también existe literatura que reporta aumentos significativos en las poblaciones de peces dentro de AMP tras cinco o menos años de protección (Houk et al. 2012). Probablemente tan determinante como el tiempo trascurrido tras la protección, el estado inicial de las poblaciones de peces, el diseño y manejo del AMP, y diversos factores sociales y económicos pueden determinar profundamente el éxito de un AMP (Walmsley y White 2003, Mora et al. 2011).
8.1.2 Comparaciones antes/después
El análisis comparativo indica que no hay cambios significativos en las medias anuales de la riqueza total, densidad total y biomasa total de peces de arrecife en el PNAES después de la creación del AMP (fig. 8). Sin embargo las medias anuales de los tres indicadores son menores después de la creación del AMP. Aunque la riqueza total de especies de peces muestra que no hay diferencias significativa entre las medias anuales de antes y después (p=0.062) de la creación del AMP, el valor estadístico de este indicador se encuentra muy cercano de valor critico de significancia por lo que es factible que con el tiempo este indicador pase a marcar una disminución significativa de la riqueza de peces de arrecife en el PNAES. La constante evaluación de los indicadores biológicos en las AMP ayuda a identificar la presencia o ausencia del éxito de la misma, por ejemplo, el CNCP registró un promedio de riqueza y de biomasa de 15 especies/transecto y 0.75 t/ha al inicio de su protección como AMP (1995), mientras que los valores tras 15 años de protección muestran valores de riqueza y biomasa de 25 especies/transecto y 4.24 t/h (Aburto-Oropeza et al. 2011). Estas cifras indican un claro éxito del CNCP, lo cual es un caso único dentro del GC ya que el resto de las AMP de la región no han reportado aumentos en sus indicadores biológicos (Rife et al. 2012). Por otra parte los estudios acerca de la evaluación de la efectividad de las AMP a nivel nacional son escasos.
69 El fracaso-éxito de las AMP como herramienta de conservación también se relaciona en gran medida con el tamaño de las zonas núcleo puesto que este proporciona protección en el ciclo biológico para las especies que viven allí, incluyendo las zonas de desove (Halpern 2003). Mientras que Aburto et al. 2012 remarca que este factor ha sido decisivo en éxito del PNCP, Rife et al. (2012) menciona que la escasa zona de no extracción (o zona núcleo) del PNBL puede ser motivo de la ausencia de éxito en el mismo. De forma similar, el análisis 19 AMP en Europa realizado por Claudent et al. 2008 sostiene que efectivamente el tamaño de las zonas núcleo son importantes para el aumentar la densidad de peces (en especial de especies de importancia comercial), pero resalta la mayor relevancia de: 1) el tiempo transcurrido desde el establecimiento de las AMP y 2) adecuada aplicación de la gestión.
El enfoque hacia los grupos tróficos (fig. 9-11) tanto a nivel de archipiélago como por sitio muestreado (fig. 12) señala que no cambios significativamente la dominancia de los grupo trófico en ninguno de los tres indicadores biológicos después de la creación del AMP; pese a que las medias anuales de los tres indicadores biológicos son menores después de la creación del AMP. También se observó que existen disminuciones significativas de los niveles más altos de la de la cadena trófica (piscívoros y carnívoros; fig. 10 y 12) tanto en las zonas de acceso libre a la pesca como en la zona núcleo. Estos resultados siguieren que el nivel trófico promedio (NTP) está disminuyendo en el ecosistema marino de PNAES, debido a la disminución de los niveles superiores (Pauly et al. 1998). Así pues, la disminución del nivel trófico promedio equivale a reducir el número de nodos de la cadena trófica (o red trófica), simplificándola, y a modificar sus relaciones (Reyes Bonilla et al. 2009), provocando cambio en la estructura de esta (Morgan et al. 2005).Por otra parte, el hecho de que la biomasa de los grupos tróficos inferiores sea mayor que la de los depredadores tope sugiere alto nivel de impacto antrópico en el sistema (Sandin et al. 2008, Williams et al. 2011).
70 Es inquietante que ni la zona núcleo de Los Islotes muestre estabilidad o mejoría alguna en los grupos tróficos superiores de la cadena trófica. Pues la premisa de las zonas núcleo es que los organismos (en este caso los peces de arrecife), al no estar siendo capturados por pesca, incrementaran su biomasa, densidad y probablemente su riqueza, especialmente los más susceptibles a las pesquerías (Mosquera et al. 2000, Mora et al. 2011, Kaufman 2013), provocando eventualmente el desbordamiento de larvas o de adultos a sitios fuera del la zona núcleo (Cote et al. 2001, Halpern 2003, Russ et al. 2004, Christie et al. 2010). La no recuperación de las poblaciones de peces de arrecife dentro de la zona núcleo de Los Islotes reportada en este estudio puede sugerir una falla en el cumplimiento de los objetivos del PNAES, sin embargo hay que recordar aunque el AMP del PNAES se decretó en el 2007 y su plan de manejo se elaboró este mismo año (2013), por lo que es posible que el tiempo transcurrido desde la formación del PNAES no sea aún suficiente para observar la recuperación esperada en las poblaciones de los peces de arrecife. Sin embargo, la pesca ilegal dentro de la zona núcleo de Los Islotes (observación personal) apunta a importantes problemas en el manejo y control de los recursos marinos del PNAES. Uno de los problemas asociados a lo antes mencionado es la falta de vigilancia en las AMP del GC (en general) por parte de las autoridades gubernamentales pertinentes (Rife et al. 2012). En particular en el PNAES se reportaron 90 recorridos de inspección y vigilancia por año (desde el 2007) con un número de 4 (2008-2012) a 2 (2007 y 2012) guardaparques. De esta manera la falta de presencia de las autoridades en las AMP del GC complica aún más los esfuerzos para llevar a cabo una adecuada gestión misma (Rife et al. 2012).
Respecto de las zonas de acceso libre a la pesca, el arrecife de La Ballena fue el que presenta más deterioro pues se observa disminuciones de los piscívoros en los tres indicadores biológicos (fig.12). Relacionado con esto, Reyes-Bonilla y colaboradores (2007) menciona que La Ballena es uno de los arrecifes
71 que presenta las tallas más bajas en peces de arrecife en contraste con otros sitios dentro del PNAES (como El Pailebote, El Bajito y Punta Lobos) y que esto puede deberse a que probablemente sea un sitio de reclutamiento al tener fondos coralinos o bien, a que es un sitio que soporta altos niveles de pesca. Adicionalmente, el conjunto de las 12 especies de peces de importancia comercial, pese a no mostrar cambios a nivel de archipiélago, presentaron una reducción significativa del 55% en la biomasa media anual del arrecife La Ballena después de la creación del AMP (fig. 12), Lo cual apunta a la hipótesis de la pesca excesiva en este sitio (de Reyes-Bonilla y colaboradores 2007).
Al examinar estas 12 especies de importancia comercial individualmente en el archipiélago y por sitio muestreado, se observa que especies pertenecientes a grupos tróficos altos (ej. Lutjanus argentiventris) están disminuyendo en cuanto a su biomasa y densidad se refiere, y que algunas especies de grupos tróficos bajos (ej. Scarus perrico, Scarus ghobban y Paranthias colonus) están aumentados también en densidad y biomasa (fig. 14). Se podría suponer que dado a que los depredadores tope (piscívoros) son más susceptibles a la pesca (debido a su mayor demanda y susceptibilidad), estos están reduciendo su tamaño poblacional por lo tanto hay menos depredadores naturales para especies pertenecientes a grupos tróficos inferiores (herbívoros y zooplanctívoros), los cuales han incrementado así su población. Cabe mencionar que debido a que los censos de los monitorees biológicos se realizan únicamente hasta profundidades de 20 m, especies de suma importancia comercial como el huachinango (Lutjanus peru) que viven a profundidades mayores (Díaz-Uribe et al. 2004) son subvalorados o no registrados en los monitoreos.
Sintetizando, la evaluación de las poblaciones de peces de arrecife analizadas en este estudio siguiere de forma general que la riqueza, densidad y biomasa han disminuido sus valores a lo largo de los años, y que hay indicios de
72 cambios en la composición de las poblaciones, asociadas a reducciones de los niveles tróficos en el PNAES. Pese a que estos resultados pueden sugerir un limitado éxito (al no permitir la recuperación de las poblaciones de peces de arrecife) del parque como herramienta de conservación del ecosistema marino del PNAES, el relativo lapso (corto) de la creación del AMP no permite emitir una opinión concluyente. Alternativamente, nuestros resultados deberían servir como punto de atención respecto a potenciales limitaciones del diseño y gestión del AMP del PNAES, tal y como ha sido sugerido para gran parte de los AMP del GC (Salas et al. 2002 y 2004, Morgan 2005, Aburto y López 2006, Cudney-Bueno et al. 2009, Aburto-Oropeza et al. 2011, Rivera y del Monte-Luna 2011, Rife et al. 2012).
8.1.3 Variables biológicas y ambientales
A pesar de que las limitaciones (diferente tipo de metodologías empleadas) de la información sobre la abundancia de lobos marinos (Zalophus californianus) no permitió crear análisis confiables relacionados con la biomasa de peces de arrecife del PNAES es evidente que estos mamíferos marinos han incrementado su número de población (fig. 15) porque las condiciones ambientales y biológicas lo han permitido. Respecto a las biológicas, se hipotétiza que el incremento de esta población está relacionada con el alimento que les provee el PNAES (en particular Los Islotes). De tal modo y sabiendo que estos mamíferos marinos se alimentan de 76 especies peces (Aurioles-Gamboa et al. 2003), si la biomasa consumida por la población de los lobos marinos fue de 435 toneladas (para 235 individuos) en Los Islotes entre los años 1980-1994 (Aurioles-Gamboa et al. 2003) se discierne que entre los años 2008-2010 el PNAES ha proveído 5,360 toneladas de peces a la población de lobos marino sitiada en Los Islotes. Es importante mencionar que los lobos marinos no se alimentan exclusivamente en el PNAES pues también viajan a lugares aledaños en busca de su alimento
(Aurioles-73 Gamboa et al. 2003), por lo que es difícil establecer una relación directa entre el aumento de la población y las poblaciones de peces (presa) dentro del PNAES.
En cuanto a relación a las variables ambientales, la riqueza tuvo relación tanto con la TSM como con la velocidad del viento (fig. 16), por su parte la biomasa sólo se relacionó con la TSM. Es sabido que las condiciones ambientales tienen efecto sobre el ciclo de vida de los organismos (en este caso los peces de arrecife), afectando al crecimiento, distribución y migración entre otros (Lagler et al. 1984). Pero en particular, este estudio refleja que a menor TSM se observan más especies de peces y que la biomasa de peces aumenta. Aquí se argumenta que esto posiblemente se deba a que cuando estas condiciones ambientales se presentan en el PNAES, los peces encuentran mayor alimento. Esta hipótesis seria parcialmente validada con hallazgos que asocian aumentos de la TSM (atribuido a la presencia de El Niño) con el reemplazo de aguas eutróficas por aguas oligotróficas y una consecuente disminución de la productividad (González-López y Siqueiros-Beltrones, 1990 Espino y Yamashiro 2012). Sin embargo no se descarta que el aumento (o disminución) de la riqueza y biomasa de peces en el PNAES este afectado por otros factores (ej. desplazamiento por alimento, refugio o reproducción a otras zonas), los cuales no se han podido contrastar en este estudio. Posteriormente también se observa que a mayor velocidad del viento se observaran menos especies de peces sin embargo dada las limitaciones de los datos no permiten establecer una relación causa-efecto entre estos parámetros.
74 8. 2 Pesca
8.2.1 Series de tiempo
Las series de capturas totales y de su valor comercial durante el periodo 1998-2011 (fig.18) muestran dos factores aparentes en su composición: 1) el primero es una tendencia generalizada a la disminución de las capturas y el valor comercial asociado a ello, y 2) una ciclicidad con frecuencia de 5 a 6 años. De esta manera, el primer factor podría indicar que: a) hay menos peces. Lo cual ha sido documentado por pescadores, prestadores de servicios turísticos e investigadores, quienes han observado una disminución en la abundancia de algunas especies de peces en el PNAES (NIPARAJÁ 2005, SMARTANT 2012), tendencias que son parcialmente reflejadas en los datos de los monitoreos biológicos presentados en este estudio. Corroborando así, la degradación (agotamiento de los recursos) que está sufriendo este ecosistema marino, posiblemente a la aplicación ineficaz de la gestión, como ocurre en otras AMP del GC (Rife et al. 2012, Cudney-Bueno et al. 2009). O b) que hay menos esfuerzo pesquero en el PNAES. Sin embargo, esto se desconoce puesto que los permisos de pesca no se dan exclusivamente para el área del PNAES si no que se dan por municipio (en este caso La Paz), ni se tiene constancia de otros parámetros de nivel de esfuerzo pesquero a lo largo del periodo de estudio. Aunque se sabe que aproximadamente hay 120 pescadores que realizan esta actividad en PNAES (Weaver et al. 2007) y que la mayoría de ellos provienen de la ciudad de La Paz (en particular de las colonias El Esterito y El Manglito), también hay pescadores de otras comunidades aledañas como San Evaristo, La Ventana, El Sargento y San Juan de la Costa entre otros, que igualmente hacen uso de esta zona marina (CONANP 2006, García 2006, Weaver et al. 2007). Así pues, al no tener información suficiente información ni control del esfuerzo pesquero que se realiza en la zona es difícil diseñar (y cumplir) un plan de manejo que logre la sostenibilidad del recurso pesquero en el PNAES.
75 Respecto al segundo factor, se hipotétiza que las capturas reflejan ciclos periódicos de entre 5-6 años de la abundancia o disponibilidad de las poblaciones de peces, las cuales están siendo afectada por factores ambientales de naturaleza cíclica (ej. como los eventos El Niño). O simplemente sea causal del comportamiento de las dinámicas de poblaciones explotadas, ya que los integrantes de cada población cambian con el tiempo, cambiando también la estructura y composición de la población. Pues, a través del tiempo (factores descendentes) parte de sus integrantes van muriendo por la pesca y otros van muriendo por causas naturales, pero (a consecuencia de los factores ascendentes) los peces que sobrevivan seguirán alimentándose, seguirán creciendo y podrán reproducirse. Además, a medida que esto ocurre, nuevos individuos o nuevos reclutas se van integrando a la población que está siendo explotada (FAO 2013). En otras palabras, puede ser que los picos (entre 5-6 años) que se observan con mayor captura se deban más al mismo comportamiento biológico de los peces que al esfuerzo pesquero realizado.
Los grupos principales que se registraran en los avisos de arribo muestran en las series de tiempo tendencias de disminución de las capturas, (excepto el grupo de escama) pero sólo el grupo tiburones y rayas obtuvo valores significativos (fig. 19). La reducción que se observa (en este estudio) en las capturas de los tiburones y rayas no es extraña, y ya ha sido registrada desde hace 42 años (aproximadamente), tanto por los pescadores como por investigaciones, quienes mencionan que en la década de los 70 y años anteriores los tiburones predominaban en los desembarcos de las flotas artesanales en PNAES, a nivel local y nacional (Ramírez-Rodríguez 1997, Díaz-Uribe et al. 2004, Sala et al. 2004, García 2006). Aunque el valor comercial particularmente del grupos tiburones y rayas se redujo significativamente se alude a que este comportamiento está más relacionado con la disminución de la misma población (capturas) puesto que a nivel nacional y mundial el valor comercial (en particular)
76 del tiburón es alto, especialmente por (el consumo) la demanda de su aleta (Fowler et al. 2005).
Dado que la información de los grupos tiburones y rayas, invertebrado y otro (no identificados) cuanta con limitaciones (ej. taxonómicas) para la elaboración de análisis se optó por enfocar los estudios al grupo de escama,