8.2 BET - PATUDO En 2015 se llevó a cabo la última evaluación de patudo (Anón. 2016) mediante un proceso que incluía una reunión de preparación de datos en mayo y una reunión de evaluación en julio. La evaluación de stock utilizaba datos pesqueros del periodo 1950-2014 y la mayoría de los índices de abundancia relativa utilizados en la evaluación se construyeron hasta 2014, inclusive. Este resumen ejecutivo informa sobre los indicadores pesqueros más actualizados para el patudo disponibles en 2017 para actualizar el asesoramiento en materia de ordenación respecto a dicha especie. BET-1. Biología El patudo se distribuye geográficamente en todo el Atlántico, entre 50ºN y 45ºS, pero no en el Mediterráneo. Esta especie nada en aguas más profundas que otras especies de túnidos tropicales y efectúa amplios movimientos verticales. Al igual que los resultados obtenidos en otros océanos, el marcado con marcas pop up y los estudios de seguimiento acústico llevados a cabo sobre peces adultos revelaron que presentan patrones diurnos claros, ya que se encuentran a mayor profundidad durante el día que durante la noche. En el Pacífico tropical oriental, este patrón diurno lo presentan tanto los juveniles como los adultos. En el Pacífico occidental estos patrones diurnos se han asociado con la alimentación y están sincronizados con cambios en la profundidad de la capa de depresión profunda. La freza tiene lugar en aguas tropicales cuando el entorno es favorable. Desde las áreas de cría en aguas tropicales, los peces juveniles tienden a migrar hacia aguas templadas a medida que crecen. La información sobre captura obtenida con artes de superficie indica que el golfo de Guinea es una zona importante de cría de esta especie. Los hábitos tróficos del patudo son variados y se han observado diversos organismos-presa, tales como peces, moluscos y crustáceos, en sus contenidos estomacales. El patudo tiene un crecimiento relativamente rápido, aproximadamente 105 cm de longitud a la horquilla en la edad tres, 140 cm en la edad cinco y 163 cm en la edad siete. Sin embargo, informes de otros océanos han sugerido recientemente que las tasas de crecimiento del patudo juvenil son más bajas que las estimadas en el Atlántico. Los patudos de más de 200 cm son relativamente escasos. Las tasas de crecimiento del patudo presentan diferencias por sexos, según la información obtenida de los datos de marcado del océano Índico, los machos alcanzan una Linf de aproximadamente 10 cm más que las hembras. El patudo alcanza la madurez con cerca de 100 cm, con una edad de entre 3 y 4 años. Los peces jóvenes forman cardúmenes mezclados con otros túnidos, como rabil y listado. Estos cardúmenes a menudo están asociados con objetos a la deriva, tiburones-ballena y montes submarinos. Esta asociación se produce menos a medida que los peces crecen. Los datos de marcado de los océanos Índico y Pacífico muestran que la longevidad del patudo es de más de diez años, lo que puede implicar que tiene unas tasas de mortalidad natural más bajas que las asumidas anteriormente para el océano Atlántico. Por tanto, para reflejar lo anterior, el Comité ha adoptado un nuevo vector de mortalidad natural para la última evaluación llevada a cabo en 2015 que se considera más apropiado. Varias pruebas, como la falta de una heterogeneidad genética identificada, la distribución espacio-temporal de los peces y los desplazamientos de los peces marcados apuntan a la existencia de un único stock de esta especie en todo el Atlántico, teoría aceptada actualmente por el Comité. Sin embargo, no se deberían descartar otros escenarios, tales como stocks norte y sur. Estas incertidumbres en la estructura del stock, la mortalidad natural y el crecimiento podrían tener importantes implicaciones para la evaluación de stock. El Programa de marcado de túnidos tropicales del Atlántico (AOTTP) que se está llevando a cabo, si tiene un éxito total, contribuirá a resolver estas incertidumbres. BET-2. Indicadores de la pesquería Este stock ha sido explotado por tres artes principales (pesquerías de palangre, cebo vivo y cerco) y por muchos países en su rango de distribución, e ICCAT tiene datos detallados sobre la pesquería para este stock desde los años cincuenta. Desde 1980 se han llevado a cabo campañas de muestreo científico en los puertos de desembarque de cerqueros procedentes de la UE y flotas asociadas para estimar las capturas de patudo (BET-Figura 1 y BET-Tabla 1). La talla de los peces capturados presenta variaciones entre las diferentes pesquerías: ejemplares de medianos a grandes en la pesquería de palangre; de pequeños a grandes en la pesquería de cebo vivo dirigida; y pequeños para otras pesquerías de cebo vivo y para las pesquerías de cerco. Las principales pesquerías de cebo vivo se localizan en Ghana, Senegal, islas Canarias, Madeira y las Azores. Las flotas tropicales de cerco operan en el golfo de Guinea en el Atlántico este. En el Atlántico 34
RESUMEN EJECUTIVO BET oriental, estas flotas se componen de buques que enarbolan pabellones de UE-Francia, UE-España, Ghana y otros que en su mayoría están gestionados por empresas de la UE. Las flotas palangreras tienen una distribución geográfica más amplia, y abarcan las regiones tropicales y templadas (BET-Figura 1). Aunque el patudo es ahora una especie objetivo primordial para la mayoría de las pesquerías de palangre y para algunas pesquerías de cebo vivo, esta especie ha tenido siempre una importancia secundaria para otras pesquerías de superficie. A diferencia del rabil, en la pesquería de cerco el patudo se captura principalmente en la pesca sobre objetos flotantes como troncos o dispositivos de concentración de peces (DCP) artificiales. El número total estimado de DCP plantados anualmente ha aumentado desde el inicio de la pesquería con DCP, especialmente en años recientes. Durante 2012-2016, los desembarques de patudo, en peso, realizados por las flotas de palangre representaron el 47% del total, los de las flotas de cerco el 37%, y los de las flotas de cebo vivo y otras flotas de superficie el 15% (BET-Tabla 1) del total. En 2016, sin embargo, los desembarques de patudo, en peso, realizados por la flota de palangre representaron el 49% y los de las flotas de cerco y cebo vivo el 39% y el 10%, respectivamente. La captura total anual de Tarea I (BET-Tabla 1 y BET-Figura 2) aumentó hasta mediados de los 70 alcanzando las 60.000 t y fluctuó durante los 15 años siguientes. En 1992, la captura alcanzó las 100.000 t y continuó aumentando, llegando a alcanzar un máximo histórico de aproximadamente 135.000 t en 1994. Desde entonces, la captura declarada y estimada ha descendido de forma continua y cayó hasta 58.875 t en 2016. Desde 2006, las capturas han aumentado y fluctuado entre aproximadamente 75.000 t y 80.000 t, con la excepción de 2008 (67.720 t). La captura preliminar estimada para 2016 es de 72.375 t, lo que supone una reducción del 9% respecto a los niveles de 2015 (79.861 t). Después del máximo histórico de captura en 1994, todas las grandes pesquerías experimentaron un descenso en la captura, mientras que la proporción relativa de cada pesquería en la captura total se mantuvo relativamente constante hasta 2008. Estas reducciones en la captura estaban relacionadas con descensos en el tamaño de la flota pesquera (palangre), así como con el descenso de la CPUE (palangre y cebo vivo). Aunque la tendencia general decreciente de las capturas prosiguió para el palangre y cebo vivo, las capturas de cerco se incrementaron, así como la contribución relativa del cerco a las capturas totales en el periodo 2010-2016. El número de cerqueros activos experimentó un descenso de más de la mitad desde 1994 hasta 2006, pero se ha incrementado después, ya que algunos cerqueros procedentes del océano Índico han regresado al Atlántico (SKJ-Figura 9) y desde 2014 el número de cerqueros se ha mantenido estable. Aunque el número de cerqueros que operaron en el periodo 2010-2014 se mantuvo estable, la capacidad de transporte de los cerqueros durante el mismo periodo mostraba una tendencia creciente. Durante los últimos años, se han revisado exhaustivamente la composición por especies y la captura por talla de la flota ghanesa de cerqueros y barcos de cebo vivo. Esta revisión ha tenido como resultado nuevas estimaciones de Tarea I y estimaciones parciales de captura y esfuerzo y de talla de Tarea II para estas flotas para el periodo 1973-2013. Esta revisión ha demostrado que las capturas de patudo de las flotas ghanesas durante el periodo 1996-2005 fueron significativamente inferiores a lo que se había estimado previamente, con una media de 2.500 t menos, pero superiores para el periodo 2006-2013. Aunque el Comité convino en utilizar las nuevas estimaciones para 2006-2013 y traspasar la estimación de 2013 a 2014 para la evaluación, tras la reunión de evaluación de stock se identificaron algunos problemas en la estratificación de zona utilizada para estimar la composición por especies de las capturas ghanesas recientes, lo que implica que las capturas ghanesas más recientes (de 2012 a 2014) podrían haber sido subestimadas en un 25% (2012) y en un 45% (2013 y 2014). Por tanto, las estimaciones para 2012-2014 se consideraron provisionales y deberían revisarse en el futuro. En la reunión intersesiones del Grupo de especies de túnidos tropicales de 2017 no se presentó nueva información sobre las estadísticas de Ghana. Importantes capturas de patudo pequeño siguen canalizándose hacia los mercados locales de África occidental, principalmente en Abiyán, y se venden como faux poisson, lo que complica su seguimiento y comunicación oficial. El seguimiento de estas capturas ha progresado recientemente mediante un enfoque coordinado que permite a ICCAT tener en cuenta estas capturas y, por tanto, incrementar la calidad de los datos básicos de captura y talla disponibles para las evaluaciones. Actualmente, estas capturas se incluyen en la flota de cerco principal en los datos de Tarea I de ICCAT utilizados en la evaluación hasta 2014. No se dispone de estimaciones actualizadas de faux poisson para el periodo 2015-2016. 35
El peso medio del patudo descendió antes de 1993, pero se ha mantenido bastante estable en aproximadamente 10 kg durante la última década (BET-Figura 3). Sin embargo, este peso medio presenta importantes diferencias para los diferentes artes de pesca en años recientes, en torno a 62 kg para los palangreros, aproximadamente una media de 18 kg para los cañeros (con diferentes pesos medios para los distintos segmentos de la flota: 9 kg para el cebo vivo de Dakar y 3 kg para el cebo vivo de Tema) y 4 kg para los cerqueros. En los diez últimos años varias flotas palangreras han mostrado un incremento en el peso medio del patudo capturado; el peso medio de los ejemplares capturados con palangre se ha incrementado pasando de 40 a 60 kg desde 1999 a 2008. Durante el mismo periodo, el patudo capturado con cerco presentaba pesos medios de entre 3 y 4 kg. El peso medio del patudo capturado en bancos libres es más del doble que el peso medio del patudo capturado en torno a DCP. Desde 1991, momento en que las capturas de patudo con DCP se identificaron de forma separada para las flotas de cerco de la UE y asociadas, la mayor parte del patudo procede de lances asociados con DCP (75%-80%). Del mismo modo, el patudo capturado con cebo vivo pesaba entre 6 y 10 kg hasta 2011, pero presentaba una mayor variabilidad interanual en su peso medio en comparación con los ejemplares capturados con palangre o cerco, aunque ha aumentado hasta aproximadamente 18 kg desde 2012. Algunos índices de abundancia estandarizados fueron desarrollados para la evaluación por los científicos nacionales para flotas seleccionadas para las que se disponía de datos con una mayor resolución espacial y/o temporal. Estos índices representan datos de cinco flotas diferentes, cuatro flotas de palangre y una flota de cebo vivo, que se utilizaron en los diferentes métodos de evaluación de stock (BET-Figura 4). Se ha presentado recientemente (Parker et al., 2017b) nueva información sobre las tasas de captura estandarizadas del patudo procedente de la pesquería de palangre sudafricana para 2014-2016. El análisis indica que la CPUE de la pesquería de palangre sudafricana dirigida al patudo presenta una mayor variabilidad interanual y ninguna tendencia clara. Se presentó una estandarización revisada del patudo para la pesquería de palangre japonesa en el principal caladero del Atlántico para el periodo 1961-2016 en respuesta a las recomendaciones formuladas en la Reunión de preparación de datos de patudo (2015) para solucionar la sobreparametrización, mejorar la resolución espacial de las capturas e incorporar datos de SST (Matsumoto y Satoh, 2017). A excepción del primer periodo (los años 60), los resultados eran similares a los obtenidos con el método previo. Se indicó que, desde la última evaluación (2015), la CPUE del patudo ha permanecido estable. BET-3. Estado del stock Las evaluaciones del estado de stock para el patudo del Atlántico han utilizado varios enfoques de modelación, desde los modelos de producción en situación de no equilibrio hasta modelos de evaluación estadísticos integrados. Los resultados de las diferentes formulaciones de los modelos que se consideran representaciones plausibles de la dinámica del stock se utilizaron para caracterizar el estado del stock y las incertidumbres asociadas con las evaluaciones de su estado. La evaluación de stock de 2015 se realizó utilizando modelos de evaluación similares a los utilizados en 2010, pero con índices de abundancia relativa y datos actualizados. En 2010, la determinación del estado del stock y el asesoramiento en materia de ordenación se basó en los resultados obtenidos con modelos de producción en situación de no equilibrio. Los resultados del análisis de población virtual se utilizaron para describir la incertidumbre sobre el estado del stock en relación con la estructura del modelo. En 2010 también se desarrollaron modelos de evaluación estadísticos integrados, y estos resultados se utilizaron para explorar las ganancias obtenidas mediante la integración de más fuentes de datos (por ejemplo, datos de composición por tallas) así como para tener en cuenta los diferentes patrones de explotación y las selectividades de los diferentes tipos de arte. En 2015, se utilizaron los resultados de un modelo de producción en situación de no equilibrio y de un modelo de evaluación estadístico integrado, que tiene en cuenta los cambios temporales en la selectividad, para proporcionar información sobre el estado del recurso. En los resultados se incluyeron múltiples ensayos de cada modelo, utilizando supuestos alternativos para reflejar mejor las incertidumbres en la evaluación. Los resultados del modelo de producción en situación de no equilibrio incluyeron tres ensayos diferentes que utilizaban índices de CPUE individuales diferentes. Estas CPUE se basaron en los índices de palangre que representan el componente adulto del stock, mientras que la dinámica del modelo de producción se basaba en la biomasa explotable. Los resultados del modelo de evaluación estadístico integrado incluían 12 ensayos diferentes, que reflejaban supuestos diferentes para el crecimiento, la influencia de la biomasa reproductora en el reclutamiento y la confianza en los datos de talla disponibles. 36
RESUMEN EJECUTIVO BET Dado que se consideró que los resultados del modelo de producción en situación de no equilibrio y del modelo de evaluación estadístico integrado representaban una hipótesis alternativa plausible del estado del stock, se les asignó el mismo peso a la hora de determinar el estado del stock. En 2015, se ejecutó un modelo de producción en situación de no equilibrio utilizando el índice compuesto de 2010 y un nuevo índice compuesto generado en 2015 (utilizando un procedimiento similar al de 2010). El objetivo era comparar la robustez de la evaluación y la proyección llevada a cabo en 2010 con la evaluación realizada en 2015. Los resultados de la evaluación de 2010 se proyectaron hasta 2014, utilizando las capturas comunicadas. El ejercicio mostraba que el estado del stock para 2010, cuando se reestimó en 2015, era más pesimista que lo que se había estimado originalmente durante la evaluación de 2010. En general, la disponibilidad de los datos ha seguido mejorando. Todavía faltan datos en la base de datos de ICCAT sobre estadísticas de captura detalladas, captura y esfuerzo y talla de los peces para algunas flotas importantes para las cuales sí se dispone de estimaciones de captura. Todas estas cuestiones forzaron al Comité a estimar la captura de algunas flotas importantes, así como a asumir la captura por talla de una parte importante de la captura total, lo que contribuye a incrementar la incertidumbre general en torno a los resultados de la evaluación. Las modificaciones finales a estos datos de entrada se realizaron durante la reunión de evaluación, como, por ejemplo, una actualización de la captura de la flota de Ghana para el periodo 2006-2013, la captura de 2014 y la identificación de índices de CPUE representativos para la evaluación de stock. Para el modelo de producción en situación de no equilibrio y el modelo de evaluación estadístico integrado se utilizaron varios índices de CPUE (BET-Figura 4). Para el modelo de producción en situación de no equilibrio, el Comité consideró que era más apropiado utilizar índices múltiples en ensayos independientes, a modo de hipótesis diferentes de la dinámica del stock, en vez de incluir índices que pudieran ser contradictorios en un solo ensayo o combinados en un solo índice. Esto supone una diferencia con respecto al enfoque adoptado en la evaluación de stock de 2010. En la evaluación de 2010, se utilizó un índice de CPUE combinado único, que es una combinación de varios índices de CPUE disponibles en ese momento, para los diferentes ensayos del modelo de producción en situación de no equilibro. La biomasa del stock estimada a partir de los tres ensayos del modelo de producción en situación de no equilibrio muestra un descenso desde el inicio de la serie temporal en los años cincuenta (BET-Figura 5). El descenso en la biomasa se corresponde con un incremento en la mortalidad por pesca que incluye un marcado incremento de la mortalidad por pesca y la captura en los noventa y con un punto máximo de mortalidad por pesca a finales de los noventa. A partir de finales de los noventa, las trayectorias de la biomasa y de la mortalidad por pesca fueron diferentes en los tres escenarios. Mientras que la biomasa se incrementaba y la mortalidad por pesca descendía en uno de los ensayos, que utilizaba la CPUE de Taipei Chino, la biomasa siguió decreciendo a un ritmo más lento en los otros ensayos y la mortalidad por pesca mostraba una tendencia general creciente en un ensayo (con la excepción de los tres últimos años en los que F descendió) y se mantuvo algo estable en el último ensayo. Los tres ensayos muestran trayectorias similares de F creciente y B decreciente hacia la zona roja del diagrama de Kobe (F>FRMS y B<BRMS) hasta finales de los noventa, pero dos de los tres ensayos estimaban que, como media, el stock sigue manteniéndose en la zona roja desde 2000, mientras que el tercer ensayo estima una recuperación hacia la zona verde desde mediados de los 2000 (BET-Figura 6). Los resultados basados en los tres escenarios, sugieren que, en años recientes, el estado del stock difiere en los diferentes escenarios (la ratio B2014/BRMS oscila entre 0,554 y 1,225 y la ratio F2014/FRMS oscila entre 0,576 y 1,436) (BET-Figura 7). Los resultados del modelo SS3 indican que la mortalidad por pesca se ha incrementado de forma constante desde el inicio de la pesquería, que experimentó un rápido incremento a finales de los noventa, fluctuando en torno al nivel correspondiente a la FRMS en los 2000, con un marcado incremento a finales de la década de los 2000, siendo F>FRMS en 2011, y ha tenido un descenso en los tres últimos años. Sin embargo, se mantuvo en niveles superiores a FRMS en siete de los doce escenarios en 2014 (BET-Figura 8). En lo que concierne a la biomasa, ésta ha ido decreciendo de forma constante desde el comienzo de la serie temporal y desde 2010 se ha situado y mantenido por debajo de los niveles de BRMS. Cabe señalar que estas trayectorias de FRMS y BRMS (BET-Figura 8) se estimaron utilizando el patrón de selectividad de 2014 sin tener en cuenta los cambios de la selectividad en el tiempo. Los resultados basados en los doce casos estudiados, sugieren que, en años recientes, el estado del stock difiere en los diferentes casos (la ratio B2014/BRMS oscila entre 0,435 y 0,917 y la ratio F2014/FRMS oscila entre 0,776 y 1,635) (BET-Figura 9a). En el diagrama de fase combinado de 12 escenarios SS3 a los que se asignó el mismo peso, que tiene en 37
cuenta la incertidumbre de las estimaciones puntuales de todos los escenarios, se estimaba un 67% de posibilidades de que el stock estuviera sobrepescado y de que se estuviera produciendo sobrepesca en 2014 (BET-Figura 9b). El RMS actual podría ser inferior al de décadas anteriores debido a que la selectividad global se ha desplazado a ejemplares más pequeños; el impacto de este cambio en la selectividad en las estimaciones de RMS se ve claramente en los resultados de los modelos de evaluación estadísticos integrados (BET- Figura 10). Aunque el RMS potencial ha descendido en el tiempo, la biomasa del stock reproductor requerida para producir este RMS se ha incrementado. La mayoría de los ensayos del modelo de evaluación estadístico integrado muestran una perspectiva similar a la de los ensayos de los modelos de producción en situación de no equilibrio, en lo que concierne a la evolución histórica de los patrones relativos en la biomasa y en la mortalidad por pesca. Ambos modelos de evaluación sugieren que la biomasa descendió en el periodo investigado, con la excepción de un ensayo del modelo de producción en situación deno equilibrio en el que se observa una recuperación desde 2005. En lo que concierne a la mortalidad por pesca, ambos modelos de evaluación muestran un fuerte incremento de F a finales de los noventa, después una fluctuación de sus niveles hasta alcanzar un nivel similar al de final de los noventa en 2004/2005, y un nuevo incremento en 2011, descendiendo posteriormente durante los tres últimos años. La BET-Figura 11 muestra un diagrama de fase combinado de Kobe de ambos modelos de evaluación, que constituye la base de la recomendación de ordenación. El diagrama combinado se elaboró asignando el mismo peso a los resultados del modelo de producción en situación de no equilibrio y a los del modelo de evaluación estadístico integrado. Dentro de cada tipo de modelo se asignó la misma importancia a cada ensayo. Existía un 70% de posibilidades estimadas de que el stock estuviera sobrepescado y experimentando sobrepesca en 2014. La incorporación de las estimaciones de captura revisadas para Ghana, así como comunicaciones adicionales y correcciones, ha tenido como resultado un historial de captura ligeramente diferente al que estaba disponible para la última evaluación de stock de 2010. Las proyecciones realizadas en 2010, que proporcionan una caracterización de las probabilidades de que el stock alcance o se mantenga en niveles coherentes con el objetivo del Convenio, en el tiempo, mostraban que las probabilidades de que el stock se mantenga en niveles capaces de producir el RMS antes de 2015 eran de aproximadamente un 60% para una captura futura constante fijada en el nivel del TAC de aquel momento de 85.000 t. Tal y como se afirmó en 2010, cualquier cambio futuro en los patrones de explotación y en la selectividad debido a cambios en las ratios de mortalidad relativa ejercida por las diferentes flotas como un incremento de la mortalidad relativa de ejemplares pequeños durante el periodo proyectado, habría afectado y modificado los resultados de estas proyecciones. Aunque las capturas del periodo 2012 a 2014 se situaban en un nivel más bajo que el TAC adoptado, el estado del stock empeoró. La proporción de patudo pequeño de edad 0 y 1 se ha incrementado de forma continua desde el inicio de la serie temporal, lo que podría haber afectado a la perspectiva de recuperación de la población y hecho empeorar el estado del stock en 2015. La contribución relativa del arte de cerco a la captura total se ha incrementado en un 50% en el periodo 2009-2014 con respecto al periodo 2000-2008. El Comité constata, como hizo en evaluaciones anteriores, que hay una considerable incertidumbre, así como un sesgo potencial, en la evaluación del estado del stock y de la productividad para el patudo. Hay muchas fuentes de incertidumbre, lo que incluye qué método representa mejor la dinámica del stock, qué método está más respaldado por los datos disponibles, qué índices de abundancia relativa son apropiados para su utilización en la evaluación y qué precisión está asociada con la medición/cálculo de cada una de las entradas del modelo. En general, la disponibilidad de datos ha mejorado desde 2010, pero todavía falta información detallada sobre datos de esfuerzo pesquero y datos de captura por talla para algunas flotas. BET-4. Perspectivas En 2015 se indicó que las probabilidades modeladas de que el stock alcance niveles coherentes con el objetivo del Convenio antes del final del periodo proyectado en 2028 eran de un 29% para una captura futura constante en el nivel del TAC de 85.000 t establecido en la Rec. 14-01 y en un 41% de probabilidades con los niveles de captura de 70.000 t. Unas probabilidades superiores de recuperación requerirían marcos temporales más largos y/o una mayor reducción de las capturas actuales. Por ejemplo, se conseguirían un 49% de probabilidades de recuperación desde ahora hasta 2028 con una captura constante de 65.000 t, y un 58% de probabilidades con capturas de 60.000 t (BET-Tabla 2). 38
RESUMEN EJECUTIVO BET Cabe señalar que las proyecciones realizadas por el Comité asumen que las capturas futuras constantes representan las extracciones totales del stock, y no sólo las capturas comunicadas, y que se mantiene el patrón de selectividad actual. ICCAT estableció un TAC de 85.000 t para 2010 en adelante (Recs. 09-01, 11-01 y 14-01) y redujo el TAC a 65.000 t a partir de 2016 (Recs. 15-01 y 16-01). Cabe señalar también que, dado que este TAC no afecta a todos los países que pueden capturar patudo, en teoría, la captura total extraída del stock podría superar el TAC, lo que empeorará las perspectivas de recuperación del stock. Además, cualquier cambio en la selectividad debido a cambios en las ratios de mortalidad relativa ejercida por las diferentes flotas como un incremento de la mortalidad relativa de ejemplares pequeños modificaría estas proyecciones y aumentaría la incertidumbre asociada con ellas. BET-5. Efecto de las reglamentaciones actuales Durante el periodo 2005-2008 se estableció un TAC global de 90.000 t. Dicho TAC se redujo posteriormente (Rec. 09-01 modificada posteriormente por la Rec. 14-01) situándose en 85.000 t. Las estimaciones de captura comunicadas para 2009-2015 (BET-Tabla 1) han sido siempre inferiores a 85.000 t. El TAC se redujo de nuevo a 65.000 t en la Recomendación 15-01, que entró en vigor en 2016. Las proyecciones indicaban que con capturas del nivel del TAC actual (65.000 t) existiría un 49% de posibilidades de lograr los objetivos del Convenio desde ahora hasta 2028 inclusive. Esta probabilidad podría mejorarse con las medidas adicionales (es decir, moratoria a los DCP) acordadas por la Comisión. Sin embargo, las capturas de 2016 (72.375 t) superaron el TAC de 65.000 t en un 11%. Por lo tanto, si las capturas futuras se mantienen en el nivel de 2016, la probabilidad de lograr los objetivos del Convenio desde ahora hasta 2028 (B>BRMS, F<FRMS) se prevé que descienda hasta aproximadamente el 38% (BET- Tabla 2). La preocupación generada por la captura de patudo pequeño condujo, en parte, al establecimiento de vedas espaciales a los artes de pesca de superficie en el golfo de Guinea (Recs. 04-01, 08-01, 11-01, 14-01 y 15-01). El Comité examinó las tendencias en el promedio de las capturas de patudo por zonas como un indicador a grandes rasgos de los efectos de dichas vedas, así como los cambios en las capturas de patudo y rabil juvenil debidos a la moratoria. La eficacia de la veda espaciotemporal (moratoria) establecida en la [Rec. 14-01] fue evaluada examinando las distribuciones mensuales de la captura de patudo, rabil y listado en una escala fina (1º x 1º) de la pesquería con DPC de la flota de cerco europea y asociada y de la pesquería de cebo vivo y cerco de Ghana. Tras revisar esta información, el Comité concluyó que la moratoria no ha sido eficaz a la hora de reducir la mortalidad del patudo juvenil, y que cualquier reducción en la mortalidad del rabil ha sido mínima debido en gran medida a la redistribución del esfuerzo en las zonas adyacentes a la zona de la moratoria. La eficacia de la veda espacio-temporal establecida en la Rec. 15-01 no ha sido evaluada, sin embargo, las capturas de los cerqueros en 2016 no han descendido respecto a los niveles de 2014-2015. BET-6. Recomendaciones de ordenación Se estimó que el stock de patudo del Atlántico estaba sobrepescado y experimentando sobrepesca en 2014. Las proyecciones indicaban que mantener los niveles de captura en el TAC actual de 65.000 t podría permitir la recuperación del stock hasta los objetivos del Convenio con una probabilidad del 49% antes de 2028. Sin embargo, las capturas de 2016 (72.375 t) superaron el TAC de 65.000 t en un 11%. Por lo tanto, si las capturas futuras se mantienen en el nivel de 2016, la probabilidad de lograr los objetivos del Convenio desde ahora hasta 2028 (B>BRMS, F<FRMS) se prevé que descienda hasta aproximadamente el 38% (BET-Tabla 2). La Comisión debería saber que el incremento de las capturas con DCP podría haber tenido consecuencias negativas para la productividad de las pesquerías de patudo (por ejemplo, menos rendimiento en RMS y que se requiera una mayor SSB para producir el RMS) y, por tanto, si la Comisión quiere incrementar el rendimiento sostenible a largo plazo, el Comité sigue recomendando que se hallen medidas eficaces para reducir la mortalidad por pesca relacionada con DCP y otro tipo de mortalidad por pesca de patudos pequeños. Sin embargo, la Comisión debería ser consciente de que el incremento de las capturas sobre DCP podría tener consecuencias negativas para el rabil y el patudo, así como para otras especies de captura fortuita (Anón., 2017b). 39
RESUMEN DEL PATUDO DEL ATLÁNTICO Rendimiento máximo sostenible 78.824 t (67.725-85.009 t) 1 Rendimiento actual (2016) 72.375 t 2 Biomasa relativa (B2014/BRMS) 0,67 (0,48-1,20) 1 Mortalidad por pesca relativa (F2014/FRMS) 1,28 (0,62-1,85) 1 Estado del stock (2014) Sobrepescado Sobrepesca Sí Sí Medidas de conservación y ordenación en vigor [Rec. 16-01] - Se establece el Total admisible de capturas para 2016-2018 en 65.000 t para las Partes contratantes y Partes, Entidades o Entidades pesqueras no contratantes colaboradoras. - Restringirán su capacidad al número de sus buques de patudo notificados a ICCAT en 2005 como buques de pesca de patudo. - Límites específicos al número de palangreros: China (65), Taipei Chino (75), Filipinas (5), Corea (14), UE (269) y Japón (231). - Límites específicos al número cerqueros: UE (34) y Ghana (17). - No pesca con objetos flotantes naturales o artificiales durante enero y febrero en la zona comprendida entre la costa africana, 20º W, 5º N y 4ºS. - No más de 500 DCP activos en un momento determinado por buque. - Uso de DCP que no produzcan enmallamientos. 1 Resultados combinados del modelo de producción en situación de no equilibrio y de los modelos de evaluación estadísticos integrados. Mediana y percentil 10 y 90% entre paréntesis. 2 Las cifras comunicadas para 2016 reflejan los datos más recientes, pero deberían considerarse provisionales. 40