Artículos

 

Efectos del uso de dispositivos reductores de pesca acompañante en la pesquería de camarón del Mar Caribe de Colombia

 

Effects of using bycatch reduction devices on the Colombian Caribbean Sea shrimp fishery

 

L Manjarrés^1*, LO Duarte¹, J Altamar¹, F Escobar¹, C García^{1, 2}, F Cuello¹

 

¹ Laboratorio de Investigaciones Pesqueras Tropicales, Universidad del Magdalena, Cra. 32 # 22-08, Santa Marta, Colombia. * E-mail: gieep@unimagdalena.edu.co

² Universidad Nacional de Colombia, Facultad de Ciencias, Departamento de Biología, Bogotá, Colombia.

 

Recibido en marzo de 2007.
Aceptado en marzo de 2008.

 

Resumen

Con el fin de aumentar la sostenibilidad y atenuar el impacto ecológico de la pesca de arrastre camaronero en el Caribe colombiano, se evaluó el efecto del dispositivo reductor de pesca acompañante tipo fisheye (BRD) y del dispositivo excluidor de tortugas (TED) en la retención de camarón y la reducción de pesca acompañante. Se realizaron un total de 88 lances en dos periodos diferentes. Las cuatro redes del barco fueron equipadas con diferentes configuraciones de dispositivos: BRD, TED, TED/BRD y control (sin dispositivos). Con el BRD se registró mayor exclusión de pesca incidental, mientras que con el TED se registró menor exclusión de peces, mayor exclusión de invertebrados y descartes en general, y menor retención del recurso objetivo (camarón). De doce especies seleccionadas por su importancia comercial o su abundancia en las capturas, seis (Lutjanus synagris, Lepophidium spp., Diplectrum spp., Synodus spp., Syacium spp. y Bagre marinus) mostraron una reducción significativa en captura por unidad de esfuerzo de la red con BRD, respecto a la red control. Los resultados indican que el uso extensivo del BRD en el área sur del Caribe colombiano permitiría anualmente una disminución de 727 t en pesca acompañante y de 37 t en camarón, mientras que la combinación TED/BRD disminuiría 1529 t de pesca acompañante y 128 t de camarón. Se encontró viable introducir algunas modificaciones en el diseño de ambos dispositivos, tendientes a aumentar la retención de camarón, a fin de disminuir la resistencia de los pescadores para adoptarlos, pero cumpliendo con los objetivos de atenuar el impacto sobre la pesca acompañante y recuperar las abundancias de las poblaciones de peces demersales explotadas.

Palabras clave: pesca acompañante, camarón, BRD, pesca de arrastre, Mar Caribe, Colombia.

 

Abstract

Effects of the fisheye bycatch reduction device (BRD) and turtle excluder device (TED) on shrimp retention and bycatch reduction were assessed, aiming to increase sustainability and attenuate the ecological impact of shrimp trawls in the Colombian Caribbean Sea. A total of 88 hauls were carried out in two different periods. The four shrimp trawl nets of the fishing vessel were each equipped with a different device configuration: BRD, TED, TED/BRD, and control (without devices). The highest reduction in incidental catch rates was recorded for the BRD-equipped net, whereas a lower reduction of fish, a higher reduction of invertebrates and discards, and a lower retention of shrimp were recorded for the TED-equipped net. Using BRD, a significant reduction in catch per unit effort was recorded for six (Lutjanus synagris, Lepophidium spp., Diplectrum spp., Synodus spp., Syacium spp., and Bagre marinus) of twelve fish species or species groups selected because of their commercial value or higher catch rates. The results indicate that widespread use of BRDs in the southern area of the Colombian Caribbean Sea would allow a decrease of 727 t of bycatch and 37 t of shrimp in the catches per year, whereas using both TED and BRD, these reductions would be 1529 t of bycatch and 128 t of shrimp per year. Some changes in the device designs currently used are considered feasible in order to increase shrimp retention and reduce the resistance of crews to adopt these devices, but at the same time attenuating the impact of fishing activities on bycatch species and recovering the abundances of the exploited demersal fish populations.

Key words: bycatch, shrimp, BRD, trawl, Caribbean Sea, Colombia.

 

Introducción

Las pesquerías de arrastre de camarón se han convertido en un tema de preocupación mundial por la alta proporción de captura de organismos no objetivo de la pesquería, o pesca acompañante, mayor que la de camarón (Watson et al. 1999, Steele et al. 2002, Amezcua et al. 2006). En general, se reconocen dos grandes componentes de la pesca acompañante: la pesca incidental o fracción de la fauna acompañante retenida para uso comercial o autoconsumo, y el descarte o fracción retornada al agua como resultado de factores económicos, legales o culturales (McCaughran 1992, Alverson et al. 1994, FAO 1997). La Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO) ha estimado en cerca de siete millones de toneladas el descarte de peces, lo que equivale al 8% de la producción pesquera mundial. La mayor proporción de este descarte (27%) proviene de las pesquerías tropicales de arrastre camaronero (Eayrs 2007).

Desde hace más de 20 años se ha venido aplicando un considerable esfuerzo de investigación para desarrollar métodos que reduzcan la pesca acompañante, entre los cuales sobresalen los dispositivos reductores de pesca acompañante, conocidos como BRDs por su abreviatura en inglés (Broadhurst 2000). En el Golfo de México (GM) y en el Atlántico Suroriental (SA) se han evaluado más de 150 diseños de BRDs durante los últimos 20 años, los cuales corresponden a variaciones de cinco diseños básicos: fisheye (FE), malla expandida, embudo extendido, Gulf fisheye (GFE) y Jones-Davis (Rogers et al. 1997, Gallaway y Cole 1999, García-Caudillo et al. 2000, Steele et al. 2002, Scott-Denton 2004). En otras regiones se han usado parrillas o mallas rígidas de separación como la Nordmore, empleada inicialmente en las pesquerías noruegas de camarón y luego en pesquerías tropicales y templadas, y conos de red (velos o cedazos) insertados dentro de la red de arrastre, de uso obligatorio en Dinamarca (Graham 2003).

En el Caribe colombiano (CC), como en el GM y el SA, las pesquerías de camarón son una fuente de mortalidad significativa para muchas especies, entre las que destacan Lutjanus spp., Scomberomorus spp. y Cynoscion spp., particularmente individuos con edades 0 y 1 (Gallaway y Cole 1999, Foster 2004b, Criales-Hernández et al. 2006, Duarte et al. 2006). En la actualidad, el recurso camarón constituye el 29.49% del desembarque total de especies en el CC, excluyendo los atunes, siendo el renglón económico más importante dentro de la exportación de recursos pesqueros de Colombia (INPA 2000).

La industria de arrastre se ha sustentado en la explotación del camarón de aguas someras, concentrado hasta los 65 m de profundidad. Las especies explotadas son Farfantepenaeus notialis (camarón rosado) y, en menor proporción, Farfantepenaeus brasiliensis (camarón tigre), Litopenaeus schmitti (camarón blanco), Farfantepenaeus subtilis (camarón café) y Xiphopenaeus kroyeri (camarón tití) (Viaña et al. 2004).

En Colombia está reglamentado el dispositivo excluidor de tortugas (TED por su sigla en inglés), atendiendo a restricciones del principal país comprador del camarón (Estados Unidos); sin embargo, no se ha evaluado su efecto en la captura de camarón y en la pesca acompañante. Por tanto, este trabajo estuvo dirigido a evaluar los impactos ecológicos tanto del BRD tipo FE como del TED, así como la interacción entre ambos, mediante ensayos experimentales a bordo de barcos comerciales.

 

Materiales y métodos

Área de muestreo

La desembocadura del Río Magdalena divide el CC en dos zonas naturales, conocida como la zona suroeste y la zona noroeste (Andrade-Amaya 2000). Las áreas de pesca al suroeste tienen una extensión de unos 3500 km² y las del noroeste 2200 km², para un total de 5700 km² arrastrables que corresponden aproximadamente al 50% de la plataforma continental de toda la zona (Viaña et al. 2004). Los ensayos se realizaron en la zona suroeste del CC (fig. 1).

Diseño experimental

Se utilizó un barco comercial arrastrero tipo "Florida" de 21.3 m de eslora y 450 HP, con cuatro redes tipo japonés (dos por banda) de polietileno, relinga superior de 12.8 m, copo de 120 mallas de 44 mm, y aberturas óptimas de diseño de 2.8 m (vertical) y 9.6 m (horizontal) (Zúñiga et al. 2004).

Las cuatro redes del barco fueron equipadas con diferentes configuraciones de dispositivos: una con el BRD tipo FE, otra con el TED, otra con ambos dispositivos (TED/BRD) y otra sin ningún tipo de dispositivo (control). El BRD tipo FE consiste en un marco rígido en forma de cono, con el que se crea un área de reducción del flujo de agua detrás de la abertura de escape de los peces (Branstetter 1997, Steele et al. 2002, USCFR 2003). La configuración usada (fig. 2) es conocida en las regulaciones federales de los EUA como Gulf fisheye (USCFR 2003), y Branstetter (1997) se refiere a ella como MJ. En una simulación dinámica basada en un modelo ecotrófico del área, esta configuración produjo los mayores porcentajes de exclusión de los recursos más explotados en el CC (Criales-Hernández et al. 2006).

El TED estándar super-shooter consiste en una parrilla o malla metálica rígida de barras de aluminio (distancia entre barras = 10.2 cm), colocada al inicio del copo en un ángulo de 45° para dirigir las tortugas hacia la abertura de escape, situada en la parte inferior del copo (fig. 2), en contraste con la posición superior acostumbrada en el Pacífico colombiano y en el GM. En el CC no se usa la opción del túnel acelerador, consistente en una sección de red que se cose al TED para incrementar la velocidad del agua y de los organismos que pasan a través de éste hacía el copo (Steele et al. 2002).

Debido a la variabilidad temporal de los descartes (Watson et al. 1997, Steele et al. 2002, Rochet y Trenkel 2005) se consideraron dos periodos de ensayo: agosto (periodo de pocas lluvias) y noviembre (periodo de lluvias máximas) (Donoso 1992). Se efectuaron un total de 88 lances de pesca (44 por ensayo), a profundidades de 15 a 37 m, con una velocidad media de 2.5 nudos y duración efectiva de entre 3.5 y 4.5 h.

Análisis estadístico

Se aplicó un análisis de varianza (ANOVA) de parcelas divididas, donde las parcelas completas estuvieron constituidas por los lances de pesca (bloques) y las parcelas divididas por las cuatro configuraciones de dispositivos (tratamientos dentro de los bloques). También se evaluó el efecto intrabloques del factor "periodo de ensayo". En caso de haber interacción significativa entre los factores configuración de dispositivos y periodo de ensayo, se realizaron análisis separados para cada periodo (Sokal y Rohlf 2003, Quinn y Keough 2006). Las variables dependientes evaluadas fueron: CPUE de camarón, CPUE de pesca acompañante, CPUE de pesca incidental y CPUE de descartes. Se usaron sólo los lances exitosos para las cuatro redes del barco, siguiendo el protocolo para certificación de BRDs de los EUA, que establece un mínimo de 30 arrastres exitosos para validar los resultados (Branstetter 1997, Scott-Denton 2004). La pérdida de información sobre algunas de las variables hizo que el número de lances usado para cada categoría de captura variara ligeramente.

Se evaluó la homocedasticidad con la prueba de Levene y la normalidad con la de Kolmogorov. Sólo se requirió transformar mediante logaritmo decimal la variable CPUE de camarón. La esfericidad o ciclicidad (α = 0.05) fue contrastada mediante la prueba de Mauchly. En caso de que este supuesto no se cumpliera, se corrigieron los grados de libertad mediante el valor epsilon de Greenhouse-Geisser (Quinn y Keough 2006). Se usaron los programas SPSS^®, Vers. 11.5, y Statgraphics^® Vers. 5.1.

Se estimó el porcentaje de reducción de pesca acompañante, pesca incidental y descarte, por periodo y configuración de dispositivos, para derivar la ganancia neta en supervivencia (Gallaway y Cole 1999). Para cada lance, los porcentajes de reducción (%r) atribuibles a cada configuración se estimaron usando (Rogers et al. 1997, García-Caudillo et al. 2000):

donde W_cd es el peso de la respectiva categoría de captura en cada configuración, y W_control es el peso de la categoría de captura en la red sin dispositivos (control).

Se calcularon los promedios de las reducciones de cada categoría para los diferentes configuraciones mediante el estimador de Jackknife (Miller 1974). Los intervalos de confianza no paramétricos del 95% del promedio de reducción en peso (%) se derivaron mediante el método bootstrap acelerado y de sesgo corregido (Efron 1987):

donde Φ es la función de distribución normal estándar y ₀ es un coeficiente de ajuste de sesgo de la forma:

donde %r*_b es el promedio de una muestra aleatoria extraída con reemplazo de la muestra original de valores %r*, B es el número de muestras bootstrap calculadas (10,000), z^(α) es el percentil α de la distribución normal estándar (α = 0.05) y a es una constante de aceleración de la forma:

Para evaluar la existencia de diferencias significativas entre configuraciones de dispositivos en las tasas de retención por especie, se construyeron gráficos de medias de CPUE (kg h^-1), con intervalos de confianza de ± error estándar, para 12 especies o grupos de especies seleccionadas por su importancia comercial o su mayor volumen de capturas en la pesquería de arrastre camaronero (Viaña et al. 2004).

Se contrastó la hipótesis de independencia entre las estructuras de tallas y las configuraciones, con la prueba G de razón de verosimilitud (α = 0.05) (Sokal y Rohlf 2003). Para peces e invertebrados se superpusieron las distribuciones de frecuencias de tallas de las redes con dispositivos y la red control, a fin de determinar el umbral del tamaño de exclusión (EST, por sus siglas en inglés), definido como el intervalo de tamaño en el cual la frecuencia en una red con dispositivo(s) disminuyó y permaneció inferior a la frecuencia de los mismos tamaños en la red control (Gallaway y Cole 1999). Para determinar el efecto de exclusión en número de peces e invertebrados de cada configuración, se construyeron curvas de frecuencias absolutas acumuladas, ajustadas a la curva logística (Graham 2003, Rochet y Trenkel 2005).

 

Resultados

Efecto de los dispositivos en la captura

Los mayores valores de CPUE correspondieron a la red sin dispositivos (control) y los menores a la red equipada con ambos dispositivos (TED/BRD), excepto para la pesca incidental en el primer ensayo (agosto), donde el valor mínimo correspondió a la red con BRD. La red con TED mostró una tendencia a menores CPUEs de camarón (F. notialis y, muy ocasionalmente, L. schmitti) y de pesca incidental. Para la pesca acompañante en general y el descarte en particular, el TED y el BRD presentaron tendencias contrarias en los dos períodos (tabla 1).

Se encontró que el uso de dispositivos reduce de manera significativa (P < 0.01) los valores de CPUE de las diferentes categorías de captura. El análisis de la interacción entre las configuraciones de dispositivos y los periodos de ensayo mostró que, a excepción de la CPUE de camarón, el efecto relativo de las diferentes configuraciones no fue consistente a lo largo de los dos periodos, lo que hizo aconsejable un análisis aislado de cada periodo. Respecto a las diferencias entre los dos periodos, los promedios de CPUE no mostraron diferencias temporales, excepto en el caso de la pesca incidental, que varió de manera significativa (P < 0.01) entre periodos (tabla 2).

En ambos periodos el TED excluyó más camarón que el BRD. En el segundo ensayo (noviembre) no hubo diferencias significativas entre la red control y la red con el BRD. En ambos ensayos la red con ambos dispositivos tendió a excluir más camarón que las restantes, aunque en el primer ensayo (agosto) no se diferenció significativamente de la red con el TED (figs. 3a-b, 4a). En el ensayo de agosto la exclusión de pesca acompañante por el TED no se diferenció de la del BRD, pero en noviembre esta última configuración tendió a registrar mayor captura de pesca acompañante. La operación simultánea de los dos dispositivos produce un efecto aditivo que se refleja en el valor mínimo de CPUE de pesca acompañante entre todas las configuraciones (figs. 3c-d, 4b). En ambos ensayos la red con BRD capturó menos pesca incidental que la red con TED (figs. 3e-f, 4c). En el ensayo de agosto no hubo diferencias significativas en los descartes entre el BRD y el TED, pero en noviembre la red con TED registró menos descarte que la red con BRD y un valor similar al de la combinación TED/BRD (figs. 3g-h, 4d).

En el análisis por especie se encontró que la CPUE de seis especies o grupos de especies (Lutjanus synagris, Lepophidium spp., Diplectrum spp., Synodus spp., Syacium spp. y Bagre marinus) de los doce seleccionados por su importancia comercial o su abundancia en las capturas, mostró una reducción significativa en la red equipada con el BRD, respecto a la red control. En la red con el TED sólo se detectó una reducción significativa de la CPUE de Syacium spp. (fig. 5).

Efecto de los dispositivos en la estructura de tallas

Aun cuando tanto para peces (G = 31.15, P > 0.10) como para invertebrados (G = 23.54, P > 0.10) no se estableció una relación significativa entre las configuraciones de dispositivos y la estructura de tallas, las frecuencias acumuladas evidencian que el número de individuos por cada intervalo de talla capturados con la red control fue mayor que los capturados por las demás configuraciones (fig. 6a-b). En algunos intervalos de talla de las configuraciones TED/BRD y BRD se observan diferencias respecto a la red control. Para los peces el EST de la combinación TED/BRD se situó en el intervalo 4-6 cm (fig. 7a), el del TED en 12-14 cm (fig. 7c) y el del BRD en 1-3 cm (fig. 7e). Esto evidencia un efecto muy limitado del TED en la selección por tallas de los peces. En términos absolutos las exclusiones máximas de peces en los arreglos TED/BRD y BRD se presentaron en el intervalo 10-12 cm y la del TED en el intervalo 8-10 cm. Para los invertebrados, en todos los casos el EST se situó en el intervalo mínimo (0-1 cm), pero hubo diferencias en el intervalo de máxima exclusión: 6-7 cm para la combinación TED/BRD (fig. 7b) y 3-4 cm para el TED y el BRD (fig. 7d, f).

 

Discusión

Los resultados evidenciaron una marcada incidencia de las diferentes configuraciones de dispositivos en los porcentajes de exclusión de pesca acompañante y la retención de camarón. Hubo una clara tendencia a valores máximos de CPUE en la red control y mínimos en las redes equipadas con ambos dispositivos, como sucedió en los estudios realizados en el GM y en el SA (Branstetter 1997, Rogers et al. 1997, Steele et al. 2002). El potencial del BRD usado para reducir la captura de pesca acompañante ha sido demostrado en este estudio. Además, el análisis de los resultados de estudios previos (tabla 3) permiten establecer que, estadísticamente, los dispositivos diferentes al FE o al Gulf fisheye, no muestran ventajas comparativas en cuanto a exclusión de pesca acompañante.

Los porcentajes medios de reducción de pesca acompañante en los dos ensayos (23.46% y 19.84%) fueron inferiores a los obtenidos en el GM (40.2-43%; García-Caudillo et al. 2000) (tabla 3). Este resultado parece paradójico si se tiene en cuenta que el área de la abertura de escape del BRD ensayado en este estudio (552.9 cm²) es 82.7% más grande que la del utilizado comúnmente en el GM y el SA (304.0 cm²). No obstante, la revisión de antecedentes (tabla 3) evidencia la inexistencia de una relación lineal entre el área de escape y el porcentaje de reducción de pesca acompañante en general o de peces en particular. Se observa, por ejemplo, que el BRD tipo FE de 23.1 × 47.5 cm probado en el Golfo de California por Balmori-Ramírez et al. (2003) arrojó un porcentaje de reducción de 30.7%, valor inferior al de Watson et al. (1999) para el GM, quienes usaron un BRD tipo FE de 12.7 × 30.5 cm. Aunque algunos otros tipos de dispositivos usados en el GM y en el SA (tabla 3) han arrojado tasas importantes de exclusión de peces (e.g. Jones-Davis), se considera que el FE es la opción más recomendable, por cuanto su diseño sencillo disminuye la probabilidad de obstrucción y enmalle de la red en el área sur del CC, donde son abundantes los restos de materiales vegetales de origen continental.

Mientras el porcentaje medio de reducción de camarón con el BRD en el primer ensayo (agosto) resultó estadísticamente significativo (10.3%, IC_95% = 4.49-15.90) y se ubicó en el mismo orden de magnitud de algunos estudios efectuados con el mismo tipo de dispositivo en el GM (Branstetter 1997, García-Caudillo et al. 2000) y en el Golfo de California (Balmori-Ramírez et al. 2003), el porcentaje de reducción en noviembre no fue significativo (5.3%, IC_95% = -1.16-11.10), como también ha sucedido en evaluaciones previas en el GM (Watson et al. 1999, Foster 2004a) y el SA (Branstetter 1997) (tabla 4). Es probable que estas diferencias en la retención de camarón entre periodos de ensayo se deban a la mayor captura de pesca acompañante en el segundo periodo, disminuyendo la probabilidad de salida de los camarones a través del FE por la interferencia física de los peces, grupo de mayor capacidad natatoria y predominante en la pesca acompañante. Los altos porcentajes de reducción de camarón debido al uso de BRDs en la zona oriental del GM se han atribuido a la dominancia del camarón rosado F. notialis en las capturas y la menor probabilidad de retención de esta especie, en comparación con el blanco (L. schmitti) y el café (F subtilis) (Branstetter 1997). La predominancia de F. notialis en el área sur del CC (Viaña et al. 2004) y los porcentajes de reducción de camarón obtenidos en este estudio parecen avalar esa hipótesis.

En el GM la mayor exclusión se obtuvo con el FE de 12.7 × 30.5 cm colocado a 30 mallas del inicio del copo, pero con una reducción de camarón del 6% (Branstetter 1997). Cuando se colocó a 45 mallas del inicio del copo en copos de 140 mallas, la cantidad perdida de camarón fue similar, pero la reducción en peces fue menor. Esto sugiere que un FE de menor tamaño, como el usado en el GM y el SA, podría reducir la captura de peces sin reducir tan apreciablemente las capturas de camarón a lo largo de todo del año (Branstetter 1997, Watson et al. 1999, Balmori-Ramírez et al. 2003).

Los pescadores del GM y del SA han identificado la localización del BRD como uno de los factores determinantes en la pérdida de camarón (Branstetter 1997, Watson et al. 1999). Los antecedentes sobre porcentajes de reducción de camarón (tabla 4) y los resultados de este estudio muestran que la ubicación del FE a 15 mallas de la línea central superior del copo y a la distancia legal (Gulf fisheye) parecen favorecer ligeramente el escape de camarón, en comparación con la ubicación centrada (FE o código EE). Por ello, resulta aconsejable ubicar el dispositivo en posición central superior, a 30 mallas del inicio del copo, para procurar una relación entre la retención de camarón y el escape de pesca acompañante, que contribuya a disminuir los conflictos con los pescadores industriales, sin detrimento del objetivo de atenuar el impacto sobre la pesca acompañante. Otra modificación que podría reducir el escape de camarón es combinar el FE con un dispositivo del tipo Authement-Ledet 3, probado en Louisiana, EUA (Rogers et al. 1997).

El análisis de la selectividad específica de las configuraciones evaluadas revela diferencias en el poder de escape relativo de las especies, como lo demuestra la menor CPUE registrada con la red con BRD en seis de las doce especies o grupos de especies analizadas. Es destacable, sin embargo, que entre las especies con menores valores de CPUE en la red con BRD, se encuentren aquellas que tienen mayor importancia comercial, como L. synagris, Lepophidium spp. y, en menor grado, Bagre marinus. En contraste, con el TED sólo Syacium spp. registró un valor de CPUE significativamente menor entre las 12 especies seleccionadas. Varias especies de pargos (Lutjanus synagris, L. analis, entre otros) han sido catalogadas como especies impactadas por el arrastre camaronero (Criales-Hernández et al. 2006). Esta pesquería representa una fuente de mortalidad juvenil que afecta el reclutamiento de poblaciones pescables, restringiendo por tanto las disponibilidades para las pesquerías dirigidas a estos recursos, que en el CC son de carácter artesanal o semi-industrial.

En lo que respecta a los TEDs, si bien fueron concebidos para permitir el escape de tortugas marinas, los resultados muestran que funcionan también como BRDs (Branstetter 1997, Pomares et al. 1998, Gallaway y Cole 1999, Foster 2004b). En el GM los TEDs han causado una reducción en la captura de camarón y de peces, incluyendo el pargo rojo Lutjanus campechanus (Gallaway y Cole 1999). Las frecuencias de individuos por clase de talla y los porcentajes de reducción obtenidos corroboran la muy baja eficiencia del TED como dispositivo excluidor de peces, y su alta eficiencia como dispositivo excluidor de invertebrados. La pérdida de camarón en la red con TED fue mayor que la registrada por Branstetter (1997), incluso con TEDs blandos (13-16%), más propensos al escape de camarón que la mayoría de los TEDs duros. En el CC la abertura de escape de los TEDs se dispone en la parte inferior de la red, lo cual permite mayor escape de camarón. Además, la configuración de la solapa de la abertura de escape de tortugas no responde al diseño actualmente recomendado, con el cual se busca aumentar la retención de camarón. La solapa debe construirse con malla de polietileno de 337.8 cm de ancho por 147.3 cm de largo (tamaño de malla no menor de 3.8 cm, estirado) y fijarse hasta un máximo de 15.2 cm, medidos desde la parte posterior del marco (de la parrilla) hacia el extremo del copo. La solapa puede extenderse hasta un máximo de 61 cm después del marco de la parrilla (USCFR 2003). Una característica fundamental que tampoco es considerada en el CC es la orientación adecuada de los nudos de la malla que constituye la solapa. Ésta debe colocarse de forma que los nudos tengan orientación positiva (hacía arriba), de forma que el flujo de agua mantenga la tapa cerrada (Watson 2003).

El diseño de los TEDs incluye como característica opcional un embudo de red detrás del dispositivo que aumenta el flujo de corriente para disminuir la pérdida de camarón con una significativa exclusión de peces (Branstetter 1997). Sin embargo, su uso en el área sur del CC tendría el inconveniente de la alta probabilidad de enredarse (Pomares et al. 1998). En este sentido, una alternativa usada en otras regiones es el uso de cremalleras de trabajo pesado insertadas en la sección de la red situada justo antes de la parrilla del TED (Graham 2003). Por sus implicaciones económicas, la retención de camarón ha sido por mucho tiempo un tema controversial con relación a los TEDs. Por ello, los probables efectos de exclusión de camarón que se darían con la incorporación efectiva del BRD en el CC podrían adicionalmente compensarse colocando la abertura de escape en la parte superior de la red, variante no restringida en la reglamentación colombiana.

Diversos estudios han documentado diferencias temporales en el comportamiento relativo de los dispositivos y en los niveles de CPUE de las diferentes categorías de captura (Steele et al. 2002, Rochet y Trenkel 2005, Zeller y Pauly 2005, Amezcua et al. 2006). La gran variabilidad que se presenta entre estaciones, años, áreas, viajes y lances, es una de las dificultades características de los estudios sobre pesca acompañante y camarón. Esta variabilidad se atribuye a causas naturales (variables ambientales y cambios en la estructura de las comunidades) o a variables antropogénicas como la distribución espaciotemporal del esfuerzo de pesca, la duración de los viajes, los incentivos económicos, el valor relativo de venta de los componentes de la captura y regulaciones legales sobre capturas totales permisibles o tamaños mínimos de desembarco. Esta última restricción no existe aún en el CC para ninguna especie de la pesca acompañante del camarón. No obstante, es evidente que en el área sur de CC las tallas sí juegan un papel determinante en el uso de la pesca acompañante (Duarte et al. 2006).

Empleando el porcentaje medio de reducción obtenido en los dos periodos de ensayo (28.8%) y un esfuerzo efectivo de pesca de 5,769 días (equivalente a 69,233 horas de pesca) entre agosto de 2004 y julio de 2005, se encuentra que anualmente el TED debería estar disminuyendo en alrededor 967 t la pesca acompañante y en 100 t la captura de camarón; el BRD en 727 t la pesca acompañante y en 37 t la captura de camarón; y la combinación TED/BRD en 1529 t la pesca acompañante y en 128 t la captura de camarón. Estos índices representan un importante beneficio a nivel ecosistémico. Un cálculo similar efectuado por García-Caudillo et al. (2000) para el Golfo de California dio una estimación anual de 73 t de pesca acompañante. Cálculos análogos circunscritos a los descartes producen las siguientes estimaciones de biomasa liberada: 930 t con el TED, 531 t con el BRD y 1304 t con ambos dispositivos. Estas estimaciones demuestran que la adopción del BRD es una herramienta acorde con el objetivo de reducir significativamente la pesca acompañante en la pesquería de arrastre de camarón en el CC.

 

Agradecimientos

Este trabajo se desarrolló en el marco del proyecto "Valoración biológico-pesquera y ecológica de la pesca industrial de arrastre camaronero e impacto de la introducción de dispositivos reductores de fauna acompañante, en el Mar Caribe colombiano", financiado por COLCIENCIAS (Código 111709-13723), la Universidad del Magdalena, INCODER, la Universidad Nacional de Colombia y FAO (Proyecto REBYC, código EP/GLO/201/GEF). J Viaña, K Tejada y J Sánchez participaron en los muestreos a bordo y en el análisis de las muestras de pesca acompañante en laboratorio. S García y R Coronado también contribuyeron a esta última actividad.

 

Referencias

Alverson DL, Freeberg MH, Pope JG, Murawsky SA. 1994. A global assessment of fisheries bycatch and discards. FAO Fish. Tech. Pap. 339, 233 pp.         [ Links ]

Amezcua F, Madrid-Vera J, Aguirre-Villaseñor H. 2006. Effect of the artisanal shrimp fishery on the ichthyofauna in the coastal lagoon of Santa María la Reforma, southeastern Gulf of California. Cienc. Mar. 32: 97-109.         [ Links ]

Andrade-Amaya CA. 2000. The circulation and variability of the Colombian Basin in the Caribbean Sea. Ph.D. thesis, University of Wales, 223 pp.         [ Links ]

Balmori-Ramírez A, García-Caudillo JM, Aguilar-Ramírez D, Torres-Jiménez JR, Miranda-Mier E. 2003. Evaluación de dispositivos excluidores de peces en redes de arrastre camaroneras en el Golfo de México. Reporte Técnico. Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación, Instituto Nacional de la Pesca, Conservación Internacional, México, 21 pp.         [ Links ]

Branstetter S. 1997. Bycatch and its Reduction in the Gulf of Mexico and South Atlantic Shrimp Fisheries. Gulf and South Atlantic Fisheries Development Foundation, Inc., Tampa, Florida, 27 pp.         [ Links ]

Broadhurst MK. 2000. Modifications to reduce bycatch in prawn trawls: A review and framework for development. Rev. Fish Biol. Fish. 10: 27-60.         [ Links ]

Criales-Hernández ME, Duarte LO, García CB, Manjarrés L. 2006. Ecosystem impacts of the introduction of bycatch reduction devices in a tropical shrimp trawl fishery: Insights through simulation. Fish. Res. 77: 333-342.         [ Links ]

Donoso MC. 1992. Circulación de las aguas del Mar Caribe. In: Mem. VII Sem. Nal. Ciencias y Tecn. Mar., Bogotá, pp. 345-356.         [ Links ]

Duarte LO, Gómez-Canchong P, Manjarrés LM, García CB, Escobar FD, Altamar J, Viaña JE, Tejada K, Sánchez J, Cuello F. 2006. Variabilidad circadiana de la tasa de captura y la estructura de tallas en camarones e ictiofauna acompañante en la pesquería de arrastre del Mar Caribe de Colombia. Invest. Mar. 34: 23-42.         [ Links ]

Eayrs S. 2007. Guía para reducir la captura de fauna incidental (Bycatch) en las pesquerías por arrastre de camarón tropical. FAO, Rome, 110 pp.         [ Links ]

Efron B. 1987. Better bootstrap confidence intervals (with discussion). J. Am. Stat. Assoc. 82: 171-200.         [ Links ]

FAO. 1997. Las capturas incidentales y los descartes en la pesca. Comité de Pesca. Informe 7. Rome, 3 pp.         [ Links ]

Foster D. 2004a. 1999-2003. North-central and western Gulf of Mexico BRD performance. Report to SEDAR. In: Status of Bycatch Reduction (BRD) Performance and Research in North-Central and Western Gulf of Mexico. NMFS (NOAA).         [ Links ]

Foster D. 2004b. 1999-2003 Research summary. Shrimp Trawl Bycatch Reduction Technology. NOAA Fisheries. Harvesting Systems and Engineering Division. Report to SEDAR. In: Status of Bycatch Reduction (BRD) Performance and Research in North-Central and Western Gulf of Mexico. NMFS (NOAA).         [ Links ]

Gallaway BJ, Cole JG. 1999. Reduction of juvenile red snapper bycatch in the US Gulf of Mexico shrimp trawl fishery. N. Am. J. Fish. Manage. 19: 342-355.         [ Links ]

García-Caudillo JM, Cisneros-Mata MA, Balmori-Ramírez A. 2000. Performance of a bycatch reduction device in the shrimp fishery of the Gulf of California, Mexico. Biol. Conserv. 92: 199-205.         [ Links ]

Graham N. 2003. By-catch reduction in the brown shrimp, Crangon crangon, fisheries using a rigid separation Nordmøre grid (grate). Fish. Res. 59 : 3 93-407.         [ Links ]

INPA. 2000. Boletín Estadístico Pesquero Colombiano 1999-2000. Bogotá, 139 pp.         [ Links ]

McCaughran DA. 1992. Standardized nomenclature and methods of defining bycatch levels and implications. In: Schoning RW, Jacobson RW, Alverson DL, Gentle TG, Auyong J (eds.), Proceedings of the National Industry Bycatch Workshop, 4-6 February, Oregon. Natural Resources Consultants Inc., Seattle, pp. 200-201.         [ Links ]

Miller RG. 1974. The jackknife: A review. Biométrica 61: 1-17.         [ Links ]

Pomares O, Álvarez R, Alió J, Marcano L. 1998. Evaluación del uso simultáneo del TED y paneles de escape para peces en redes de arrastre camaronero. Zootec. Trop. 16: 19-39.         [ Links ]

Quinn G, Keough M. 2006. Experimental Design and Data Analysis for Biologists. University Press, 537 pp.         [ Links ]

Rochet MJ, Trenkel VM. 2005. Factors for the variability of discards: Assumptions and field evidence. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 62: 224-235.         [ Links ]

Rogers DR, Rogers BD, de Silva JA, Right VL, Watson JW. 1997. Evaluation of shrimp trawl equipped with bycatch reduction devices in inshore waters of Louisiana. Fish. Res. 33: 55-72.         [ Links ]

Scott-Denton E. 2004. Observer coverage of the US Gulf of Mexico and southeastern Atlantic shrimp fishery. February 1992-December 2003. Methods. Report to SEDAR. In: Status of Bycatch Reduction (BRD) Performance and Research in North-Central and Western Gulf of Mexico. NMFS (NOAA).         [ Links ]

Sokal RR, Rohlf FJ. 2003. Biometry: The Principles and Practice of Statistics in Biological Research. 3rd ed. WH Freeman and Co., 887 pp.         [ Links ]

Steele P, Bert TM, Johnston KH, Levett S. 2002. Efficiency of bycatch reduction devices in small otter trawls used in the Florida shrimp fishery. Fish. Bull. 100: 338-350.         [ Links ]

USCFR (United States Code of Federal Regulations). 2003. Part 223. Norm 223.207. http://www.washingtonwatchdog.org/documents/cfr/title50/part622.html        [ Links ]

Viaña J, Medina JA, Barros M, Manjarrés L, Altamar J, Solano M. 2004. Evaluación de la ictiofauna demersal extraída por la pesquería industrial de arrastre en el área norte del Caribe colombiano. In: Manjarrés L (ed.), Pesquerías Demersales del Área Norte del Mar Caribe de Colombia y Parámetros Biológico-pesqueros y Poblacionales del Recurso Pargo. Universidad del Magdalena, Colombia, pp. 115-151.         [ Links ]

Watson J. 2003. Efecto de la orientación de los nudos de la tapa de salida de escape en el funcionamiento y la retención de camarones por el TED. Informe Técnico NMFS. Programa de Transferencia de Tecnología del TED, 3 pp.         [ Links ]

Watson J, Shah A, Nichols S, Foster D. 1997. Bycatch reduction estimates for selected species in the Gulf of Mexico for bycatch reduction devices evaluated under the regional bycatch program. NMFS, Southeast Fisheries Science Center, Mississippi Laboratories, Pascagoula, Mississippi.         [ Links ]

Watson J, Foster D, Nichols S. 1999. The development of bycatch reduction technology in the southeastern United States shrimp fishery. Mar. Technol. Soc. J. 33: 51-56.         [ Links ]

Zeller D, Pauly D. 2005. Good news, bad news: Global fisheries discards are declining, but so are total catches. Fish Fish. 6: 156-159.         [ Links ]

Zúñiga H, Altamar J, Manjarrés L. 2004. Caracterización tecnológica de la flota de arrastre camaronero del Mar Caribe de Colombia. Informe Técnico Proyecto EP/GLO/201/GEF. FAO-GEF-UNEP, 21 pp.         [ Links ]