The role of marine offshore protected areas in protecting large pelagics. Practical caseCocos Island National Park (Costa Rica)

Resumen

Los recursos pesqueros han mostrado un deterioro gradual y constante en las últimas décadas [1-5]. Según la FAO (SOFIA 2018), la parte de las poblaciones de peces que se encuentran dentro de niveles biológicamente sostenibles ha mostrado una tendencia a la baja del 90% en 1974 al 66,9% en 2015 y el porcentaje de poblaciones explotadas a niveles biológicamente insostenibles se incrementó del 10% en 1974 al 33,1% en 2015. La sobreexplotación pesquera también ha afectado a las grandes pesquerías de depredadores pelágicos (tiburones, atunes y marlines) en todo el mundo [6-10]. Este efecto global ha llegado incluso a las partes más remotas del océano como los conocidos "santuarios" [6]. La mayoría de las artes de pesca utilizadas hoy en día son poco selectivas efectuándose la captura incidental de especies que en un principio no son especies objetivo de la actividad pesquera (captura no deseada). La captura incidental es un factor que afecta la biodiversidad marina y está asociada a artes de pesca poco selectivos que capturan millones de toneladas de organismos vertebrados e invertebrados que posteriormente son desechados en el mar [11]. Adicionalmente muchos de los artes de pesca usados en la actualidad degradan y destruyen los habitas marinos más importantes, como los fondos oceánicos. Unos de los grupos sometidos a mayor presión por la actividad pesquera son los grandes depredadores como los tiburones y las rayas [6]. Los tiburones y las rayas se consideraban la captura incidental menos valorada frente a las poblaciones de pesca más rentables, como el atún (Scombridae) y el bacalao (Gadidae). Sin embargo, la creciente demanda de productos, junto con la disminución de pesquerías valiosas, dio como resultado un aumento de las capturas y la retención de tiburones y rayas [12]. Hasta hace poco, las pesquerías dirigidas e incidental de tiburones y rayas estaban sometidas a poca gestión y fueron de escasa prioridad en la gestión pesquera [13]. La preocupación por la sostenibilidad de las pesquerías de tiburones y rayas impulsó avances en las herramientas de gestión de las pesquerías de elasmobranquios durante los últimos veinte años. En un principio, en 1999, la Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO) recomendó el desarrollo y la implementación de Planes Nacionales de Acción para los tiburones. Estos planes no vinculantes tenían diez objetivos que abarcaban; la sostenibilidad, las especies amenazadas, la consulta a las partes interesadas, la minimización de desechos, las consideraciones del ecosistema, la mejora del seguimiento y la presentación de informes de capturas, desembarques y comercio. En los últimos 20 años han incluido: (a) la introducción de prohibiciones de comercio de aletas [14]; (b) aplicación de las regulaciones comerciales de peces marinos a través de la Convención sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas (CITES) [15]; (c) acuerdos internacionales para prevenir la pesca ilegal, no reglamentada y no declarada [16]; y (d) gestión y conservación de tiburones y rayas migratorias a través del Memorando de la Convención sobre especies migratorias para tiburones [17]. A pesar de los avances en la ordenación de las pesquerías de elasmobranquios, existe la preocupación de que las pesquerías de condrictios siguieran el patrón predecible basado en la disminución de la captura por unidad de esfuerzo, colapso y agotamiento en serie [18]. De hecho, los desembarques de tiburones y rayas aumentaron un 227% desde 1950 (el primer año de recopilación de datos) hasta el año 2003 donde se apreció un pico en las capturas y, posteriormente, disminuyeron casi un 20% hasta 2011 (FAO 2013). En un principio, esta reducción en los desembarques de tiburones y rayas se esperaba que fuera debido a un aumento de las pesquerías sostenibles y, por lo tanto, a la reducción de las capturas ya que las especies objetivo serian otras diferentes a los elasmobranquios. Otra posibilidad era que reducción en los desembarques de tiburones y rayas fuera debido a la disminución de su población (FAO, 2010). Sin embargo, años después, se estimó la posibilidad de interpretar los datos de forma más compleja con la siguiente idea; “no es posible una explicación simple de las tendencias (de los desembarques) recientes” (FAO 2014). Davidson, et al. (2016) [19] prueba la hipótesis de la FAO y evalúa si la variación en los desembarques de tiburones y rayas entre 2003 y 2011 se explicaba mejor mediante indicadores de sobrepesca o de la aplicación de la ordenación pesquera. Señalan que la mejora reciente en la ordenación pesquera nacional o internacional aún no era lo suficientemente fuerte como para explicar la reciente disminución de los desembarques de condrictios, así pues, las disminuciones de los desembarques se relacionaron más estrechamente con la presión pesquera. Los grandes depredadores como los elasmobranquios y tunidos desempeñan un papel fundamental en el ecosistema marino [20] manteniendo ecosistemas complejos, proporcionando fuentes de alimento para los carroñeros [21] y regulando el tamaño y la dinámica de las poblaciones de presas eliminando a los individuos débiles [22,23]. La eliminación selectiva de depredadores puede dar lugar a cambios en las interacciones tróficas [4,24,25] que se verán reflejados a nivel comunitario. Algunas especies depredadoras son especialmente sensibles a la sobreexplotación, en particular los elasmobranquios, que por sus características biológicas (longevidad, poca progenie y maduración sexual tardía) no pueden soportar una alta mortalidad prolongada en el tiempo [26-28]. Actualmente se estima que las grandes poblaciones de depredadores han disminuido en un 90% durante los últimos 50 años, debido a la explotación industrial [6.29]. Según la Convención de las Naciones Unidas sobre Poblaciones de Peces Altamente Migratorias, mayo de 2006 [30] la pesca mundial con palangre en alta mar debe reducirse significativamente para revertir el proceso de agotamiento de las poblaciones de atunes, tiburones y otras poblaciones de peces. Si el declive continúa, la extinción de poblaciones y especies sensibles es una amenaza real. Diferentes estudios han confirmado la desaparición de los elasmobranquios. Aldebert, (1998) [31] indica la desaparición de 14 especies de elasmobranquios del Golfo de León (Mediterráneo noroccidental) y según Quero (1998) [32], nueve especies de elasmobranquios han desaparecido del Cantábrico entre 1957 y 1995. En concreto, la sobrepesca de atún de aleta amarilla y tiburones se ve favorecida por el alto valor económico en los mercados nacionales e internacionales [33,34] tanto por su carne como por sus subproductos: aceite de hígado de tiburón, piel y aletas [35,36]. Así pues, podemos señalar que la sobrepesca, junto con otros factores de origen antropogénicos, como la degradación del hábitat y los cambios en los sistemas marinos, alteran directamente la composición de las comunidades ecológicas y la estructura y productividad de los sistemas marinos [37]. Situación de la pesquería pelágica en Costa Rica Los recursos marinos costeros de Costa Rica han estado sometidos a una fuerte presión económica y ambiental durante décadas. El Golfo de Nicoya es reconocido ampliamente como el sistema marino más productivo del país, se encuentra severamente sobreexplotado. En términos generales, se observa que los niveles de producción pesquera se han mantenido como consecuencia del aumento de la captura de especies pelágicas no tradicionales, como el tiburón, la llampuga (Coryphaena hippurus) [38-40]. Además, el esfuerzo pesquero (número de embarcaciones, número de horas en el mar) ha aumentado y se observa una reducción de los recursos tradicionales, como corvina (Pseudosciaena crocea), róbalo (Centropomus undecimalis), pargo (Pagrus auratus) y congrio (Conger sp) [41,42]. La pesca de palangre o “longline” es una pesquería multiespecífica que impacta a diferentes especies en diferente medida, dependiendo del esfuerzo pesquero y sus propias características biológicas [43]. El impacto en los grandes pelágicos como los elasmobranquios ha ido en aumento a lo lardo de las últimas décadas. Los grandes pelágicos han excedido su rendimiento máximo sostenible, mostrando reducciones del 22% en los recursos pelágicos desembarcados en el país [44]. Específicamente, la captura de elasmobranquios muestra signos de agotamiento con disminuciones del 60% en su abundancia relativa entre 1991 y 2001 [45,46]. El atún aleta amarilla (Thunnus albacares) y el atún patudo (Thunnus obesus), recursos clave para la industria nacional, también se encuentran en problemas debido a la sobrepesca, mostrando un grave deterioro en el estado de sus poblaciones [45,47]. Según la Comisión Interamericana del Atún Tropical (2004) [47], los atunes capturados actualmente son muy pequeños, muy por debajo del tamaño recomendado para una producción máxima sostenible. En términos generales, la sobreexplotación de depredadores pelágicos radica en un uso desordenado de la actividad pesquera que compromete la sostenibilidad de las actividades económicas y las condiciones de vida de las poblaciones humanas que directa o indirectamente dependen de estos recursos y que afectan al patrimonio de biodiversidad del país. Áreas marinas protegidas oceánicas Las Áreas marinas protegidas (AMPs) también se les conoce como reservas marinas, reservas naturales marinas, santuarios marinos o áreas especialmente protegidas. Según la definición dada en 1994 por la Unión Mundial para la Conservación (IUCN), un AMP es «un área de mar especialmente destinada a la protección y mantenimiento de la diversidad biológica y de los recursos naturales y culturales asociados y gestionada por ley u otros medios efectivos de control». Ésta es una definición muy amplia e incluye una gran variedad de posibles significados, dependiendo de cuál sea el principal objeto de conservación (patrimonio natural, patrimonio cultural o producción sostenible), el nivel de protección que se pretende conseguir (sin acceso, sin impacto, sin explotación de recursos, delimitación de las zonas de explotación de recursos o delimitación de diferentes usos por zonas), la duración de la protección (permanente, condicional o transitoria), la constancia de la protección (anual, estacional o rotatoria), la escala ecológica de la protección (a nivel de ecosistema o de un recurso específico) y las restricciones de la explotación (sin restricciones, explotación con regulación, explotación exclusivamente para pesca comercial, explotación exclusivamente para pesca recreativa, pesca sin muerte, explotación para pesca de subsistencia o explotación por motivos científicos o educativos) (NMPAC, 2005) [48]. La creación de las AMPs son una herramienta esencial para la conservación y restauración de las especies marinas. Las AMPs proveen refugio para que las poblaciones de peces que han sufrido sobre explotación se recuperen, y que los hábitats modificados por la pesca se regeneren [49]. Mientras existan controles eficientes, es de esperar que las condiciones de pesca en zonas aledañas también mejoren, por la mayor exportación de larvas (subsidio de reclutamiento) y la migración de adultos [50]. Si bien la mayoría de las discusiones sobre las AMP se han centrado en los hábitats cercanos a la costa, como las comunidades intermareales y arrecifes de coral, las áreas protegidas rara vez se han considerado en la conservación de especies pelágicas [51]. Las AMPs no se habían visto como una herramienta de protección y conservación de especies pelágicas debido a la naturaleza abierta y dinámica de alta mar, que dificulta el diseño y la aplicación de las AMPs [52]. Tradicionalmente, los sistemas pelágicos se gestionan con enfoques de una sola especie, la conservación se basa en la mejora de las regulaciones (por ejemplo, aplicación de cuotas y restricciones de tamaño) y la modificación de los artes de pesca. Muchas de estas regulaciones dependen del conocimiento científico exacto de la ecología de la especie como los patrones migratorios, preferencias de hábitat y variabilidad de la dinámica poblacional. Esta información es difícil de obtener y no suele estar disponible para especies sin importancia comercial como, por ejemplo, captura incidental [53]. Los diseños de reservas deben relacionarse con la ecología (por ejemplo, hábitats, ámbitos y migraciones), biología de la especie (tipo de reproducción, alimento) y la variabilidad inherente de sus hábitats (por ejemplo, perturbaciones, regímenes oceanográficos y cambio climático) [54]. La distribución de las especies pelágicas está determinada en gran medida por las complejidades del flujo de agua, y por el acoplamiento de procesos físicos y biológicos que promueven el crecimiento y retención de poblaciones planctónicas [55,56]. Estos, a su vez, son mediada a grandes escalas de tiempo y espacio, entre estaciones y décadas y de decenas a miles de kilómetros [57]. Así pues, en los sistemas pelágicos, donde muchas especies se distribuyen miles de millas, y donde las rutas migratorias son dinámicas y poco entendidas, la conservación de especies altamente móviles y migratorias sigue siendo un desafío muy serio. Las AMP deberán guiarse por una comprensión de la biología de la especie y hábitat de preferencia. Características generales de las islas oceánicas y los montes submarinos Las islas oceánicas y los montes submarinos pueden crear condiciones tales como un aumento de los flujos de nutrientes verticales y la retención de material que promueven la productividad alimentando diferentes niveles tróficos [58-60] como los depredadores pelágicos (tiburones y atunes) [60,62]. Además, estas áreas también proporcionan paradas de descanso y estaciones de limpieza [63]. Estas combinaciones de factores hacen que los montes submarinos y las islas oceánicas sean lugares adecuados de apareamiento, alimentación y cría de especies pelágicas altamente migratorias, así como de organismos bentónicos [64]. En general, los montes submarinos ubicados en aguas poco profundas e islas oceánicas son áreas de alta ocurrencia de la biota pelágica [63,65-69] siendo puntos críticos de alta biodiversidad. Estas asociaciones de especies pelágicas con montes submarinos se han descrito previamente para algunas especies de atunes [63,70,71], tiburones [69,72] y peces picudos [72,73]. Por tanto, los montes submarinos y las islas oceánicas son puntos críticos para la biodiversidad pelágica y pueden ser áreas adecuadas para la conservación de los ecosistemas oceánicos [75]. Áreas marinas protegidas aplicadas a la protección de grandes pelágicos. Para las AMPs aplicadas a la protección de grandes pelágicos podemos señalar como ejemplo las AMPs existentes para tiburones. Estas AMPs se pueden clasificar en 3 categorías: a) AMPs virtuales o reales, donde la legislación gubernamental ha designado ciertas especies como protegidas en aguas dentro de su jurisdicción; b) AMPs oficiales para tiburones, que son áreas designadas específicamente para la protección de especies de tiburones y que generalmente están orientadas hacia objetivos ecológicos; y c) las AMPs de prohibición de captura destinadas a ser una herramienta de ordenación pesquera para los tiburones. Las AMPs más comunes son las del primer tipo, las AMPs virtuales [76]. Actualmente, hay al menos cinco especies de elasmobranquios protegidos a través de legislación especial en todo el mundo debido a su vulnerabilidad a la sobreexplotación. Algunos ejemplos son el tiburón blanco (Carcharodon carcharias) es la especie de tiburón más protegida en todo el mundo; el tiburón ballena (Rhincodon typus), está protegido en Florida y todas las aguas federales de las costas estadounidenses del Golfo de México y Atlántico Occidental, en Maldivas y en Australia Occidental; el tiburón peregrino (Cetorhinus maximus) está protegido en las aguas de Florida, todas las aguas federales de los Estados Unidos, las costas del Golfo de México y el Océano Atlántico, la Isla del Hombre, el Mar Mediterráneo y Nueva Zelanda; el tiburón tigre (Odontaspis noronhai) en las riberas federales de las costas estadounidenses del Golfo de México y el Océano Atlántico. Otros elasmobranquios protegidos en Florida son el tiburón sierra (Pristiophorus schroederi), la raya águila (Aleobatus narinari) y el pez sierra (Pristis spp). Finalmente, el Convenio de Barcelona incluye la protección de varias especies en el Mediterráneo como el tiburón peregrino (Cetorhinus maximus) y la raya diablo gigante (Mobula mobular), considerados en peligro o amenazados [77]. En el caso de AMPs focalizadas en elasmobranquios, hay que tener en cuenta que la diversidad de especies de tiburones [77]; incluye una gran variedad de tamaños, biología y hábitats que presentan un gran desafío para el diseño de AMP para su protección. La dinámica de la población también varía enormemente entre los tiburones. La longevidad puede ser relativamente alta o baja dependiendo de la especie, por ejemplo, la musola pintada (Mustelus canis) alcanza la madurez sexual a los dos años, mientras que el tiburón arenero (Carcharhinus obscurus) la alcanza a los 20 años. También hay grandes diferencias en el número de progenie. El rango de fecundidad oscila entre siete alevines por camada en el tiburón nariz afilada, 40-80 en el tiburón tigre (Galeocerdo cuvier) y alrededor de 300 en el tiburón ballena [76]. Los ecosistemas pelágicos no solo se enfrentan a las amenazas de la sobrepesca, sino que también hay que sumar factores como la contaminación, el cambio climático, la acidificación de los océanos, el transporte marítimo, la eutrofización y la introducción de especies [78]. La protección de los ecosistemas pelágicos será fundamental para alcanzar los objetivos mundiales de conservación marina, como el llamado del Convenio sobre la Diversidad Biológica (CDB) de proteger el 10% de los océanos del mundo a través de áreas marinas protegidas (AMPs) para 2020 (Convenio sobre la Diversidad Biológica 2010) [79]. En las últimas décadas se ha desarrollado la idea de que los ecosistemas de mar abierto pueden protegerse identificando puntos críticos de biodiversidad [6,75] como ubicaciones potenciales para reservas marinas en alta mar [20,80]. Las áreas marinas protegidas pelágicas (AMPPs) pueden ser lo suficientemente grandes para protegerse contra amenazas e incorporar partes clave de hábitats y movimientos de animales de gran alcance o migratorios. [81-83]. Es importante mencionar que el dinamismo de los ambientes pelágicos puede reducir significativamente la efectividad de las medidas de conservación [84]. Por lo tanto, es necesario crear una red de Áreas Marinas Protegidas (AMP), o áreas cerradas temporal y espacialmente, en áreas de cría, migración y reproducción de especies sensibles o explotadas comercialmente. Esta red de AMP es esencial para proteger la biodiversidad pelágica y lograr la sostenibilidad de las especies de depredadores marinos [84]. Podemos señalar como ejemplo de tal iniciativa "El Corredor Biológico del Pacífico Oriental" suscrito en abril de 2004, en San José (Costa Rica) por los gobiernos de Colombia, Ecuador, Costa Rica y Panamá, Este “corredor” está formado por las Islas Oceánicas de Galápagos (Ecuador), Cocos (Costa Rica), Coiba (Panamá), Malpelo y Gorgona (Colombia). Game et al. (2009) [81] argumentan que “los avances recientes en la ciencia de la conservación, la oceanografía y la pesca proporcionan la evidencia, las herramientas y la información para ... confirmar que las AMPPs son instrumentos defendibles y factibles para la conservación pelágica”. Game et al. (2009) [81] proporcionan una descripción general de muchos de los problemas, desafíos y posibles soluciones para las AMPPs. Dos de los grandes desafíos son la definición de AMPPs "específicas" y su implementación. Por lo tanto, un alto conocimiento de la complejidad ecológica de los recursos pelágicos es esencial para la identificación de AMPP "específicas" adecuados [85]. Por ejemplo, Game et al. (2009) [81] observan que la definición de AMPP "específicas" puede ser problemática dada la falta de fidelidad al sitio de algunos animales pelágicos. Una forma de combatir la falta de fidelidad al sitio en los animales pelágicos es implementar AMP temporalmente variables [86]. Las distribuciones de los animales pelágicos son generalmente predecibles sobre la base de la comprensión de los factores ambientales [87,88]. En este sentido, las AMPs se definen mejor en función de características pelágicas importantes (por ejemplo, remolinos, frentes térmicos, células de surgencia, etc.), que a menudo tienen un alto grado de predictibilidad espacial o temporal [89,90]. Kaplan et al. 2010 [91] señalan que algunas especies pelágicas muestran los niveles de fidelidad al sitio requeridos para las “AMP objetivo”, esto no siempre es cierto. Por ejemplo, aunque las especies de túnidos de zonas templadas a menudo se agregan en aguas más cálidas para la reproducción [87], muchas especies de túnidos tropicales, como el listado Katsuwonus pelamis [88], no presentan migraciones claras de desove o alimentación. En términos de su implementación, algunas de las acciones más importantes son los enfoques rentables, la coordinación y el conflicto entre múltiples agencias y el monitoreo de los AMPPs [85]. studio de caso: Parque Nacional Isla del Coco (Costa Rica) A pesar de la protección legislativa que tienen las AMPs, se siguen planteando amenazas directas e indirectas para las especies vulnerables que se encuentran en las AMPs. Dentro de la propia AMP, las áreas con alta biodiversidad, hábitats preferentes y abundancia de especies más sensibles deben ser conocidas para proporcionar una vigilancia más activa. En este contexto, presentamos el estudio de caso del Parque Nacional Isla del Coco (PNIC). Isla del Coco está ubicada en el Pacífico tropical oriental (N 05 ° 31´08´´, W 87 ° 04´18´´), 500 km al suroeste de la costa del Pacífico de Costa Rica a la que se llega solo después de un viaje en bote de 36 horas desde tierra firme [92]. La isla de 24 km2 está rodeada por una plataforma insular que cubre un área de unos 300 km2 e inicialmente se profundiza a unos 180 m antes de descender a varios miles de metros de profundidad [93-95]. Esta plataforma proporciona un hábitat excepcional para los organismos marinos debido a una combinación de características que incluyen el clima, la exposición a diversas corrientes oceánicas y la geología. Las aguas que rodean la isla tienen una termoclina permanente y poco profunda, caracterizada por una gran abundancia de zooplancton y peces pelágicos. Tales características explican que isla del Coco es un punto caliente de biodiversidad [96] teniendo la mayor biomasa de peces de los trópicos (7.8 toneladas / hectárea), de las cuales el 85% están representadas por depredadores ápice [97]. Isla del Coco fue declarada parque nacional en 1978, pero la parte marina no se incluyó hasta 1984. El parque fue declarado Patrimonio de la Humanidad por la UNESCO en 1997, y el área marina protegida se amplió en 1991 y nuevamente en 2001. El parque también es un sitio Ramsar desde 1998. En 2011, se creó un área de manejo especial alrededor del PNIC, el Área de Manejo Marino de los Montes Submarinos con un área marina protegida de 9.640 km2 [98]. Objetivo de estudio y esquema de trabajo. Estudiamos el caso de una de las reservas marinas oceánicas más antiguas con el fin de evaluar cómo se distribuyen sus recursos, la pesca ilegal en el AMP y brindar una herramienta de planificación territorial para su gestión. El estudio se estructura en tres capítulos: • Capítulo 1: Introducción. Marco de estudio. • Capítulo 2: Patrones de abundancia y distribución de Thunnus albacares en el Parque Nacional Isla del Coco a través de Modelos Predictivos de Adecuación de Hábitat. En este capítulo exploramos la distribución y abundancia del atún de aleta amarilla (Thunnus albacares) dentro del PNIC. Específicamente, evaluamos si los cambios en la distribución y abundancia de esta especie en el PNIC están relacionados con las características del hábitat, la intensidad de la pesca, los cambios en la temperatura promedio de la superficie del mar y los eventos El Niño-Oscilación Sur. En este estudio, utilizamos modelos espacio-temporales jerárquicos bayesianos para mapear los hábitats esenciales del atún aleta amarilla (Thunnus albacares) en las aguas alrededor del PNIC con base a observaciones submarinas realizadas de 1993 a 2013. • Capítulo 3: Modelos predictivos de idoneidad de hábitat para ayudar a la conservación de elasmobranquios en el Parque Nacional Isla del Coco (Costa Rica). Se estudian las preferencias de hábitat, la ecología espacial y se identifican puntos críticos para 12 especies de elasmobranquios (pelágicos y arrecife) dentro del PNIC con base a predictores ambientales. Dentro de este contexto, se realizaron modelos aditivos generalizados (GAM) para investigar las preferencias ambientales de ocho especies de elasmobranquios entre seis predictores (temperatura de la superficie del mar, salinidad, concentración de clorofila-a, batimetría, distancia de la costa y talud) en el PNIC. Así mismo, también se realizó un análisis clúster con el fin de verificar si las ocho especies estudiadas son representativas de toda la comunidad de elasmobranquios estudiada en esta área. Si los resultados de análisis clúster muestran un alto grado de similitud entre el conjunto de especies de las diferentes inmersiones, se supone que los hábitats sensibles identificados para las once especies estudiadas son compartidos por las especies de elasmobranquios restantes. En consecuencia, la conservación de estos hábitats contribuiría en gran medida a proteger a toda la comunidad de elasmobranquios en esta área. • Capítulo 4: Pesca ilegal en el Parque Nacional Isla del Coco: distribución espacio-temporal y compensaciones económicas. En este capítulo, modelamos la distribución espacial de la pesca ilegal en relación a variables topográficas, biológicas y temporales con el fin de obtener una distribución espacio-temporal de la pesca ilegal y predecir áreas que podrían ser propensas a la pesca ilegal pero que actualmente no se detectan. Además, queremos obtener información sobre las áreas más rentables para esta actividad y la compensación económica por esta actividad ilegal en relación a los posibles beneficios y costes. Para ello, analizamos un conjunto de datos que cubre 8 años (2003-2010) de registros de patrullas del PNIC mediante Modelos Aditivos Generalizados Auto-covariados Residuales (RAC-GAM). En esta tesis aplicamos un marco analítico a través de datos georreferenciados y análisis estadístico de especies sensibles y pesquerías pelágicas ilegales. Este enfoque proporciona información básica y esencial para evaluar los diferentes niveles de presión de la pesca ilegal y profundizar la comprensión de la distribución y preferencia de hábitat de especies de importancia ecológica y comercial. Un conocimiento sólido de esta información es un requisito fundamental para gestionar los recursos de forma eficiente, sostenible y es una herramienta útil para la ordenación del territorio. Por lo tanto, esta herramienta puede ser la base para el diseño de programas integrados de gestión más eficiente de especies vulnerables. Discusión general La protección de los ecosistemas pelágicos será fundamental para alcanzar los objetivos mundiales de conservación marina, como los del Convenio sobre la Diversidad Biológica, que pide proteger el 10% de los océanos del mundo a través de AMP para 2020 (Convenio sobre la Diversidad Biológica 2010). Para alcanzar estos objetivos, ha habido una tendencia creciente en los últimos años a crear AMPP a gran escala, en su mayoría pelágicas [99]. Estos AMPP pueden ser lo suficientemente grandes como para protegerse contra amenazas e incorporar partes clave de hábitats y movimientos de animales de gran alcance o migratorios [100-103]. Sin embargo, muchas AMPP han sido designadas recientemente o están en etapas de desarrollo, y muy pocos han existido el tiempo suficiente para extraer lecciones relevantes para el manejo de AMPP en otros lugares. A pesar del fuerte aumento en el número de AMPP, existe poca literatura sobre enfoques en el terreno para su gestión, en gran parte debido a la relativa novedad de muchos AMPPs a gran escala. Por tanto, los principales retos de gestión de los AMPPs son los objetivos, el seguimiento y el cumplimiento [104]. La naturaleza dinámica de los ambientes pelágicos presenta desafíos únicos para la gestión. La aplicación de las AMPPs puede resultar particularmente difícil debido a las áreas extensas y a menudo remotas que se deben monitorear y al coste para llegar a estas áreas [105]. Además, se debe considerar la rentabilidad, la coordinación de múltiples gestores y las amenazas más allá de los límites del AMPP. Aunque los objetivos del AMPPs pueden variar, el mantenimiento del sistema ecológico y la protección de especies vulnerables son prioridades comunes. Establecer prioridades biológicas para el seguimiento y la aplicación significa determinar dónde es probable que se encuentren las especies o hábitats más vulnerables y cuándo son más vulnerables [106]. La priorización biológica se basa en datos de referencia de especies y hábitats clave, así como de usos e impactos humanos. Sin embargo, la integración de datos clave sobre especies, hábitats y 26 uso humano (por ejemplo, pesca ilegal) determinará dónde coexisten las regiones de mayor amenaza e importancia ecológica [107-109]. En este paso es particularmente importante considerar dónde ocurren estas áreas tanto temporal como espacialmente. Para lograr estos objetivos, los modelos de hábitat y mapas predictivos, como los generados por el enfoque presentado en esta tesis, podrían ser una fuente de información útil en la selección de áreas para una mejor gestión regional o adopción de medidas técnicas. Creemos que el uso de este enfoque para la construcción de mapas de la distribución espacial de especies vulnerables puede ayudar al diseño de programas integrados para la gestión y el control más eficiente de los recursos marinos. En particular, en esta tesis se utilizaron dos tipos de conjuntos de datos, las observaciones submarinas y los datos de pesca ilegal obtenidos por los guardaparques. Los datos de las observaciones subacuáticas recopiladas por los centros de buceo pueden representar una de las fuentes de datos más importantes, pero a menudo subestimadas, para estudiar los recursos marinos en lugares donde la pesca está prohibida. Los datos de las observaciones submarinas fueron utilizados para mejorar nuestra comprensión de la utilización del hábitat por los elasmobranquios y el atún de aleta amarilla (Thunnus albacares) en PNIC. En general, nuestros resultados ayudaron a evaluar la influencia del medio ambiente en el atún de aleta amarilla (Thunnus albacares) y en la mayoría de las especies que constituyen la comunidad de elasmobranquios de la isla. Además, se identificaron los hábitats preferenciales de estas especies. Los datos de pesca ilegal ayudaron a comprender la distribución espacio-temporal de esta actividad y a obtener importantes resultados predictivos como detectar otras áreas que pueden ser propensas a la pesca ilegal pero que actualmente no se detectan. Estos posibles lugares identificados de actividad pesquera ilegal deben ser monitoreados de cerca para prevenir la actividad ilegal antes de que suceda. Además, en el cuarto capítulo se evaluó la compensación económica de esta actividad ilegal en relación con las ganancias potenciales y los costos. Se estima que esta actividad ilegal ontinuará en el tiempo porque los beneficios potenciales superan los costos potenciales de ser capturados. Esto nos lleva a pensar que poner sanciones más altas podría contribuir a desalentar esta actividad. En general, debe tenerse en cuenta que en nuestro estudio los datos ambientales y de especies fueron muestreados durante un período limitado de tiempo y espacio y, por lo tanto, los modelos ajustados solo pueden reflejar una imagen instantánea de la relación esperada entre el medio ambiente y las especies analizadas. Los estudios futuros deberían comparar la distribución espacial de estas especies con una serie de tiempo más larga y combinando otras fuentes de datos. Sin embargo, los resultados de esta tesis podrían servir para promover un mayor esfuerzo en la recolección de datos en las áreas identificadas en las que deben enfocarse los futuros intentos de investigación. Por estas razones, son necesarios estudios similares sobre la distribución de elasmobranquios y otras especies vulnerables que cubren otras épocas del año (estaciones) para apoyar los planes de conservación en esta área. Conclusiones Con los datos disponibles, los principales predictores de los hábitats de elasmobranquios en el PNIC fueron la distancia a la costa, la pendiente y la clorofila-a, lo que indica que los elasmobranquios prefieren aguas poco profundas cerca de la isla y con diferentes grados de pendiente del fondo marino. El atún aleta amarilla (Thunnus albacares) mostró una tendencia a disminuir en abundancia durante el período de muestreo. Las mayores abundancias se encontraron en aguas someras y cálidas, con una alta concentración de clorofila-a, y en los montes submarinos circundantes influenciados por la topografía y estructura del fondo marino. En cuanto a la pesca ilegal de elasmobranquios y atún de aleta amarilla, los principales factores que influyen en la distribución de la pesca ilegal fueron la batimetría del fondo marino, la pendiente y abundancia de atún de aleta amarilla (Thunnus albacares) y tiburones. Los mapas predictivos sugieren una tendencia importante de pesca ilegal entre el segundo y el tercer trimestre del año en las aguas que rodean un monte submarino dentro del Parque. Los mapas de las áreas más rentables destacaron una ubicación de riesgo específica que debe ser monitoreada de cerca. En general, los beneficios potenciales de esta actividad superan los costos potenciales de ser capturados y por lo tanto se estima que esta actividad ilegal continuará en el tiempo. Por último, queremos señalar, que creemos que no existen soluciones a corto plazo. Para restaurar las pesquerías globales y hacer un uso sostenible del medio marino, es necesario comprender la ecología de las especies vulnerables y las consecuencias ecológicas de la explotación para hacer una adecuada gestión de los ecosistemas marinos. Es imprescindible respetar la integridad ecológica de los ecosistemas explotados para garantizar su funcionamiento y sostenibilidad, y diseñar planes de gestión en base a las especies más sensibles a la explotación pesquera. Cualquier medida y diseño de AMP pasa por conocer los hábitats sensibles y la ecología de la especie o especies en cuestión. Los modelos de hábitat y mapas predictivos podrían ser una fuente de información útil para alcanzar el conocimiento necesario en la selección de áreas para el establecimiento de AMP y su gestión. Este conocimiento junto a la comprensión de la biología de la especie son la base para garantizar la biodiversidad, la estructura del ecosistema marino, sostenibilidad de la pesca y, por consiguiente, seguridad alimentaria.