GESTIÓN Y CONSERVACIÓN DE LA PESCA Y EL CRITERIO DE PRECAUCIÓN

1. El reto de la pesca sostenible[Subir]

La pesca no solo constituye una fuente importante de alimentos, sino que proporciona empleo^[2] y abundantes beneficios económicos. Aunque se consideraba que la riqueza de los recursos acuáticos era un don ilimitado de la naturaleza, el desarrollo de los conocimientos y la evolución dinámica de las pesquerías después de la Segunda Guerra Mundial han hecho desvanecer este mito, constatando que los recursos acuáticos, aun siendo renovables, son limitados (‍Food and Agriculture Organization [FAO], 1995). El estado de los recursos pesqueros marinos, según el seguimiento realizado por la Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura (FAO, por sus siglas en inglés) de las poblaciones de peces marinos evaluadas, ha seguido empeorando. A nivel mundial, la FAO estima que, en la actualidad, en torno al 94 % de las poblaciones mundiales de peces se encuentran plenamente explotadas o sobreexplotadas (‍FAO, 2020). A nivel europeo, la Agencia Europea de Medio Ambiente (AEMA) informó en 2019 de que la «sobreexplotación de las poblaciones comerciales de peces y mariscos continúa en todos los mares de Europa». De este modo, la persistencia de la sobreexplotación es una cuestión que suscita gran preocupación. Sin embargo, a pesar del continuo incremento del porcentaje de las poblaciones explotadas a niveles biológicamente insostenibles, se han realizado considerables progresos en algunas regiones^[3].

Aunque la sobrepesca es uno de los factores más importantes que provocan el agotamiento de recursos pesqueros, existen otros factores que influyen, tanto directa como indirectamente, en el estado de esos recursos. Los factores directos son, entre otros, los métodos de pesca no sostenibles (por ejemplo, la pesca de arrastre pelágica a gran escala con redes de deriva, la pesca ilegal, la captura y el descarte de especies no deseadas, etc.). Por otro lado, los factores indirectos incluyen la disminución del oxígeno, la acidificación y el calentamiento de los océanos^[4] resultantes del cambio climático, la contaminación marina —incluyendo los plásticos, microplásticos y vertidos de petróleo—, el transporte marítimo, la emergente industria minera de fondos marinos o la destrucción de hábitats. Es importante señalar que la sobrepesca debilita la resiliencia de las poblaciones de peces frente a estos factores indirectos. Los impactos de dichos factores directos e indirectos sobre las poblaciones de peces están envueltos de elementos de incertidumbre.

2. El objetivo de la investigación y las dificultades terminológicas asociadas al concepto de precaución[Subir]

A principios de los años noventa, el principio/enfoque de precaución se afianzó tanto en el derecho internacional como en el nacional. Consagrado en acuerdos internacionales y legislaciones marco, varias jurisdicciones se inspiraron en él y se le dedicaron importantes análisis doctrinales (‍De Sadeleer, 2020: 135-‍361). Ya se trate de su posición en la jerarquía normativa, de su formulación o de las condiciones de su aplicación, la precaución planteó rápidamente un verdadero desafío teórico a cualquier intento de clasificación (‍Sánchez Barroso, 2019: 124-‍150; ‍Cierco Seira, 2004: 73-‍125; ‍Jauregui Medina, 2013: 1-‍19; ‍Soro Mateo, 2017: 87-‍151). Su normatividad varía según los ordenamientos jurídicos en los que se inscribe. Sus funciones, ya sean de mando o de interpretación, varían igualmente de un ordenamiento jurídico a otro. Tras la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo de 1992 (CNUMAD)^[5], la precaución se ha propuesto como respuesta ante las incertidumbres a las que se enfrentan tanto los expertos como las autoridades pesqueras y, por ello, se ha introducido tanto en tratados como en documentos no vinculantes de conservación y gestión de la pesca (‍Orrego-Vicuña, 1999; ‍Freestone, 1999: 135-‍164; ‍Nelson, 1999: 128 y ss.; ‍Kaye, 2001; ‍Cooke y Earle, 1993: 252-‍259; ‍Garcia, 1994: 99-‍125; ‍Hewison, 1996: 301-‍332). En pocas palabras, la precaución reconoce la incapacidad de la ciencia para ofrecer una certeza total sobre los impactos de las actividades pesqueras en las poblaciones de peces y sus ecosistemas.

Desde principios de la década de 1990, la gran mayoría de los análisis doctrinales se han dedicado a los efectos del principio de precaución sobre los productos químicos, los residuos, los riesgos nucleares, etc. (‍De Sadeleer, 2020: 154-‍269). El objeto de este artículo es poner de relieve las formas concretas en que las autoridades pesqueras internacionales y de la Unión Europea (UE) han aplicado este concepto. En particular, analizaremos cómo se despliega este concepto de precaución tanto en el ámbito de la evaluación de riesgos como en el de la toma de decisiones.

Ante todo, conviene llamar la atención sobre el carácter considerablemente variable de la terminología relativa a la precaución. Esta terminología varía no solo de un texto normativo a otro, sino también de una lengua oficial a otra. En inglés y en francés se distingue entre principle/principe (principio) y approach/approche (enfoque) (‍De Sadeleer, 2020: 138-‍139). Dada la reticencia de varios Estados a comprometerse con el principio de precaución, se impuso en un gran número de acuerdos internacionales, pero también en la legislación nacional, el concepto de «enfoque» por considerar que implica obligaciones menos estrictas (‍Consejo Internacional para la Explotación del Mar [CIEM], 1997).

La terminología pesquera es aún más complicada. Por un lado, en las versiones francesa e inglesa del Acuerdo de 1995 de las Naciones Unidas sobre las Poblaciones de Peces (ANUPP) utilizan el término approche o approach («enfoque» en español). Por el otro lado, en la versión española del ANUPP encontramos el término «criterio». Sin embargo, en el ANUPP el «criterio» de precaución figura paradójicamente como uno de los «principios generales» que deben aplicar los Estados para garantizar la conservación a largo plazo y el uso sostenible de las poblaciones de peces transzonales y altamente migratorios^[6]. Además, el Acuerdo de 2023 relativo a la conservación y el uso sostenible de la diversidad biológica marina de las zonas situadas fuera de la jurisdicción nacional hace referencia al «principio precautorio o el enfoque precautorio»^[7]. Por último, mientras que los instrumentos vinculantes y no vinculantes del derecho pesquero utilizan el término «criterio» para la precaución, emplean, por otro lado, la noción de «enfoque» para la conservación de los ecosistemas.

Las mismas dificultades terminológicas se plantean en el derecho derivado de la UE. La versión española del Reglamento (UE) n.º 1380/2013 sobre la Política Pesquera Común utiliza también el término «criterio» en lugar de «principio»^[8] o «enfoque» (términos que se utilizan en las versiones francesa e inglesa del Reglamento).

El siguiente cuadro ilustra la variabilidad de los conceptos relacionados con la precaución.

Surge aquí la duda de qué término es el más apropiado. En aras de la claridad del artículo, utilizaremos «criterio», puesto que es el término empleado en los distintos instrumentos jurídicos analizados en este artículo. No obstante, la terminología utilizada podría tener consecuencias normativas. Los académicos han señalado que el concepto de «principio» es más restrictivo que el de «enfoque». ¿Qué ocurre entonces con el concepto de «criterio»? ¿Puede equipararse este concepto al de enfoque? En el art. 192 TFUE, los autores establecieron una distinción entre los «principios» medioambientales enumerados en el apdo. 2 y las «circunstancias» de la acción europea en materia de medio ambiente enumeradas en el apdo. 3 (datos científicos, condiciones del medio ambiente, etc.). Las condiciones en cuestión dan a las instituciones de la UE un mayor margen de maniobra (‍Moreno Molina, 2006: 65-‍71). Dicho esto, las versiones inglesa, francesa y española de los instrumentos jurídicos internacionales y del derecho derivado deben tener el mismo alcance jurídico.

3. Análisis simultáneo del derecho internacional y de la UE[Subir]

Se justifica el análisis simultáneo del lugar que ocupa el criterio de precaución en el derecho internacional y en el derecho de la UE por el hecho de que la Unión es un actor principal en el ámbito de la pesca mundial, tanto por lo que respecta a su flota (con unos 74 000 buques)^[9], que concentra el 6 % de la producción pesquera mundial a partir de capturas, como por ser el mayor importador mundial de productos pesqueros (34 % del total del comercio mundial). Igualmente, las siguientes razones jurídicas justifican este análisis simultáneo. Como la Unión es parte contratante de la Convención de las Naciones Unidas sobre el Derecho del Mar (CONVEMAR)^[10] y del ANUPP^[11], el Reg. Marco PPC tiene como objeto cumplir con las obligaciones que incumben a la UE en virtud de estos instrumentos internacionales^[12]. En un futuro próximo, la Unión será también parte contratante en el United Nations Biodiversity of Areas Beyond National Jurisdiction Treaty (BBNJ)^[13]. Las obligaciones que impone el derecho primario refuerzan también el papel que debe desempeñar la Unión en la cooperación internacional en aras de una buena gestión de la pesca. Por supuesto, en su acción en la escena internacional, la Unión debe esforzarse en cooperar con Estados terceros en la elaboración de «medidas internacionales de protección y mejora de la calidad del medio ambiente y de la gestión sostenible de los recursos naturales mundiales, para lograr el desarrollo sostenible»^[14]. Por consiguiente, la Unión debe promover los objetivos de la PPC a nivel internacional, velando por que las actividades pesqueras de la Unión en aguas ajenas a las suyas se basen en los mismos principios y normas que la legislación aplicable de la Unión^[15].

4. Estructura del análisis[Subir]

Desarrollemos nuestro análisis del siguiente modo. En primer lugar, pondremos en perspectiva la importancia de la incertidumbre y la carencia de datos en la explotación de los recursos pesqueros, la cual justifica la aplicación del criterio de precaución (sección II). En segundo lugar, se analizará el papel del criterio de precaución en los tratados internacionales y en la legislación de la UE, así como su aplicación en los procesos de toma de decisiones (secciones III y IV). Seguidamente, estudiaremos cómo el enfoque ecosistémico a nivel internacional y en la legislación de la UE complementa y favorece la aplicación del criterio de precaución (sección V). Finalmente, analizaremos cómo el criterio de precaución delimita las tareas y responsabilidades que recaen tanto sobre los científicos como sobre las autoridades (sección VI).

Debido a las especificidades de la política pesquera, cabe hacer dos observaciones. En primer lugar, desde el punto de vista metodológico, hay que destacar que la legislación pesquera distingue entre gestión (u ordenación) y conservación, términos que a menudo se utilizan indistintamente. Cabe suponer que la conservación se centra en la sostenibilidad en el uso de los recursos pesqueros, mientras que la gestión se refiere al proceso de aplicación de las medidas de conservación (‍Markus, 2009). En segundo lugar, es preciso llamar la atención sobre el hecho de que, aunque el fundamento sea similar, la aplicación del criterio de precaución es diferente para la pesca respecto a la contaminación y otros riesgos ambientales. En lo que respecta a la contaminación causada por sustancias peligrosas (‍De Sadeleer, 2020: 189-‍232; ‍De Sadeleer, 2021: 87-‍117), la evaluación científica se ve obstaculizada, en particular, por la incertidumbre sobre el vínculo causal entre la emisión de la sustancia y el presunto daño. La incertidumbre tiende a aumentar cuando las sustancias se acumulan a largo plazo en el medio ambiente o producen efectos sinérgicos. Por otro lado, en el ámbito de la explotación pesquera, la incertidumbre es diferente. En este caso, la incertidumbre gira en torno a la definición del nivel óptimo de explotación en un entorno en el que los conocimientos son necesariamente limitados, debido a la imposibilidad de determinar con precisión el tamaño y la evolución de las poblaciones de peces. Además, se sabe que la disponibilidad de datos disminuye drásticamente, incluso de forma exponencial, cuanto más nos alejamos de la costa y la superficie (‍Webb et al., 2010).

Por razones de claridad, en algunas secciones hemos utilizado los términos ingleses, que son los más utilizados en la normativa pesquera internacional.

1. Especificidad de las incertidumbres en la explotación de los recursos pesqueros[Subir]

El contexto en que se aplica la precaución corresponde por definición a un contexto de incertidumbre científica. De hecho, la evaluación científica de los riesgos no tiene que aportar obligatoriamente a los reguladores «pruebas científicas concluyentes de la realidad del riesgo y de la gravedad de los potenciales efectos adversos en el supuesto de que el riesgo se materialice»^[17]. En efecto, la prueba científica absoluta es inalcanzable. Por tanto, dado que la ciencia se ve obligada a tolerar cierto nivel de error, la incertidumbre forma parte de la investigación científica.

La incertidumbre no es un concepto absoluto, estático o claro. El hecho de que dicho término esté sujeto a diferentes interpretaciones provoca que la labor de análisis sea aún más difícil. La incertidumbre científica existe siempre que no hay una base teórica o empírica adecuada para asignar probabilidades a la ocurrencia o al alcance de un riesgo. En otras palabras, los científicos conocen los efectos de una situación, pero no pueden determinar la probabilidad de que se produzcan (‍De Sadeleer, 2020: 277-‍280).

La pésima situación del sector pesquero es el legado de las malas decisiones tomadas por las autoridades pesqueras ante una gran incertidumbre. Esta última tiene sus peculiaridades, derivadas sobre todo del hecho de que nuestro conocimiento y comprensión del medio marino son bastante fragmentarios. De hecho, la actividad pesquera es propensa a tasas de captura variables, ya que las variaciones ambientales que influyen en el estado de las poblaciones son en sí mismas imprevisibles. En concreto, el estado de muchas poblaciones de peces es poco conocido, especialmente en alta mar. Asimismo, los científicos son incapaces de prever la abundancia de las poblaciones a largo plazo. Además, hay una serie de factores complejos que contribuyen a esa incertidumbre, desde los datos científicos que se recogen y procesan (incertidumbre de medición, estimación y modelización) hasta los factores socioeconómicos que afectan a la toma de decisiones reglamentarias (incertidumbre de decisión y aplicación)^[18]. Del mismo modo, los altos niveles de incertidumbre se extienden a las capturas accidentales y a las especies subproducto, así como al impacto de estas en el medio marino en general. Esta situación se ve agravada por la pesca no regulada e ilegal, en especial en alta mar. En este sentido, el principal reto no es el de un régimen jurídico adecuado, sino el de su aplicación^[19].

Las numerosas incertidumbres agravan el riesgo de errores (‍Henriksen, 2007: 155). Por un lado, cuando se sobreestiman algunas poblaciones, estas corren el riesgo de ser sobreexplotadas, ya que pasará algún tiempo antes de que se conozcan los efectos adversos de su captura y sea posible tomar medidas para corregir dichos errores. Por otro lado, cuando se retrasan las medidas de conservación por falta de información para evaluar a qué nivel puede explotarse la población de peces de forma sostenible, dichas poblaciones acaban probablemente siendo sobreexplotadas (falsos negativos). Aunque es probable que las poblaciones se recuperen tras su colapso, esa recuperación puede ser extremadamente lenta. Por el contrario, cuando las poblaciones se infravaloran, pueden surgir problemas socioeconómicos.

Además, la combinación de los factores de estrés existentes, como la sobrepesca, la pérdida de hábitats marinos, las especies invasoras y la contaminación (vertidos de petróleo, microplásticos^[20]), unidos a los efectos negativos acumulados del cambio climático (desplazamiento hacia los polos del área de distribución de las poblaciones de peces, acidificación de los océanos) pueden agravar la incertidumbre epistemológica y complicar, aún más, la tarea de los gestores de la pesca (‍Rayfuse, 2019: 249).

Por lo demás, la magnitud de los cambios antropogénicos puede llevar a los ecosistemas y sus recursos más allá de los puntos de inflexión y producir cambios abruptos y dramáticos, acelerando algunos de ellos el deterioro de los ecosistemas. Cabe destacar, a este respecto, las implicaciones reales del criterio de precaución para los gestores de riesgos cuando se enfrentan a puntos de inflexión críticos (‍tipping points) (‍Lenton et al., 2023). El riesgo de superar estos puntos puede provocar cambios fundamentales en la estructura de los ecosistemas (‍Constable et al., 2014: 3004-‍3025). A título ilustrativo, en las circulaciones oceánicas se identifican tres puntos de inflexión del sistema terrestre, en la Circulación Meridional de Oscilación del Atlántico (AMOC), el Giro Subpolar del Atlántico Norte (SPG) y El Niño-Oscilación del Sur (ENOS). Se considera que corren el riesgo de alcanzar puntos de inflexión críticos en el marco del cambio climático y que pueden dar lugar o estar asociados a cambios importantes en el sistema climático (‍Intergovernmental Panel on Climate Change [IPPC], 2018: 83). La dinámica oceánica, como el colapso de la AMOC, puede remodelar los climas regionales y provocar cambios generalizados en los patrones de temperatura y precipitaciones^[21]. El cruce de estos puntos de inflexión críticos, por supuesto, no puede determinarse con certeza en esta fase del conocimiento científico. Sin embargo, no es menos cierto que el cruce de estos puntos de inflexión críticos tendrá graves consecuencias para el estado de las poblaciones de peces en diferentes regiones del mundo.

2. Falso negativo frente a falso positivo[Subir]

La incertidumbre afecta tanto a la probabilidad de un suceso como a cuándo y en qué medida producirá daños. En un contexto de conocimiento incompleto sobre la velocidad y los impactos de la explotación de los recursos pesqueros, como el que imperaba en la década de los ochenta, la comunidad internacional se enfrentó al siguiente dilema. ¿Deben los poderes públicos optar por un enfoque normativo que retarde la toma de decisiones con el fin de reducir el margen de incertidumbre? ¿O deben, en cambio, respaldar un enfoque preventivo inmediato para contrarrestar las amenazas que simplemente se sospechan? En otras palabras, ¿deben dar crédito a los ecologistas que predicen la drástica caída de las poblaciones de peces?

Al evitar las medidas precipitadas y apresuradas, el enfoque de esperar y ver o de seguir como hasta ahora (business-as-usual) parece favorecer una asignación más eficiente de los recursos económicos que un enfoque preventivo que sacrificaría el bienestar económico en aras de evitar un acontecimiento que puede que no se acabe produciendo (errores por falsos positivos).

En efecto, la acumulación de conocimientos científicos resultante de este retraso ofrece a las autoridades cierta esperanza de contar a largo plazo con tecnologías más avanzadas y baratas. Sin embargo, a falta de pruebas irrefutables, las incertidumbres inherentes a la investigación científica podrían retrasar la adopción de medidas urgentes para evitar daños irreversibles. De ello se desprende que los partidarios de un enfoque retardado puedan llegar a concluir que no hay impacto cuando en realidad sí lo hay (errores por falsos negativos).

Las autoridades pesqueras siempre se han enfrentado al dilema de encontrar un equilibrio entre los beneficios económicos a corto plazo y la conservación de las poblaciones a largo plazo. Tratar de hacer malabarismos con los mecanismos de precaución, la resiliencia de los ecosistemas y los riesgos y beneficios socioeconómicos supone para las autoridades pesqueras conciliar lo inconciliable. Mientras que un enfoque demasiado preventivo conlleva una pérdida de ingresos para los pescadores, la ausencia de toda prevención aumenta el riesgo de pérdidas a largo plazo en términos de producción y de colapso de las poblaciones en caso de sobreexplotación.

Un ejemplo de un error por falso negativo es la disminución de la población de bacalao de Terranova; era la mayor población de bacalao del mundo y llevaba siendo explotada por las pesquerías europeas desde el siglo xvi. La intensidad de la pesca creció drásticamente en la década de 1960, con un pico de capturas de 800 000 toneladas en 1968, y la población disminuyó. En 1986, los científicos revisaron los cálculos y los datos, tras lo cual determinaron que, para conservar la pesca del bacalao en Terranova, había que reducir la tasa del total admisible de capturas (en adelante, TAC) a la mitad. Sin embargo, Canadá no introdujo ningún cambio en las capturas anuales de bacalao asignadas. Con un conocimiento limitado de la biología del bacalao, los científicos predijeron que la población de la especie se recuperaría desde su punto más bajo en 1975. En 1992, las poblaciones de bacalao del norte cayeron al 1 % de los niveles históricos, debido en gran parte a décadas de sobrepesca (‍MacGarvin, 2001: 17-‍27).

El siguiente cuadro muestra las distinciones entre estas dos escuelas de pensamiento.

1. Consideraciones generales[Subir]

La CONVEMAR otorga a los Estados costeros poderes exclusivos para controlar la pesca dentro de sus zonas económicas exclusivas (ZEE) de 200 millas náuticas, pero hace poco para regular eficazmente los recursos que no se encuentran en esas zonas jurisdiccionales^[22]. La CONVEMAR establece un marco general para la conservación de las poblaciones de peces transzonales y las poblaciones de peces altamente migratorios en las zonas situadas fuera de la jurisdicción nacional. Sin embargo, era obvio en 1984 que estas disposiciones debían complementarse con regímenes internacionales más precisos. A partir de los años noventa, las obligaciones generales establecidas en la CONVEMAR para la conservación de esas poblaciones de peces se han concretado en dos instrumentos, uno jurídicamente no vinculante y otro vinculante:

Estos dos nuevos instrumentos no pretendían sustituir el marco jurídico previsto en las disposiciones sobre pesca de la CONVEMAR, sino que se han basado en dicho marco para establecer un régimen global de conservación y gestión de la pesca. La principal innovación sustantiva tiene que ver con el énfasis que se pone, tanto en el ANUPP como el Código de Conducta de 1993, en la interrelación entre la pesca y la protección del medio ambiente marino^[24].

En general, estos dos instrumentos encapsulan obligaciones clave que podrían resumirse de la siguiente manera:

Como estas medidas generales no son de carácter técnico, deben completarse con obligaciones técnicas más precisas (determinación de los TAC, asignación de los excedentes de TAC a terceros Estados, restricciones de los artes de pesca, restricciones de la pesca…) que deben adoptar los Estados actuando individual o colectivamente, a través de las Organizaciones Regionales de Ordenación Pesquera (OROP)^[28]. Las OROP suelen gestionar las poblaciones de peces de forma específica para cada especie^[29] o sobre una base geográfica^[30]. Estas organizaciones son en la actualidad los únicos organismos de gestión pesquera con mandato legal en alta mar, cubriendo el 60 % de los océanos^[31]. Las flotas pesqueras comerciales de los países deben respetar la normativa de las OROP para poder pescar en estas zonas.

Posteriormente a la adopción del ANUPP en 1995, las obligaciones de precaución se han incorporado a convenios de varias OROP^[32]. Sin embargo, las referencias expresas al criterio de precaución no significan necesariamente que se aplique de forma efectiva.

En cuanto al alta mar, el Acuerdo BBNJ hace referencia al «principio precautorio o el enfoque precautorio»^[33].

2. El criterio de precaución en el ANUPP[Subir]

3. El criterio de precaución en el Código de Conducta para la Pesca Responsable[Subir]

A diferencia del ANUPP, el Código de Conducta es voluntario. Este tiene un alcance personal más amplio que el ANUPP de 1995, ya que puede ser aplicado no solo por los Estados, sino también por todos los actores de la pesca (pescadores y personas que se dedican al procesamiento y comercialización de pescado y productos pesqueros)^[43]. Además, las directrices técnicas del código desarrollan el enfoque de precaución.

Al aplicar el criterio de precaución, los Estados deberían tener en cuenta varios factores^[44]:

En concreto, los Estados y las organizaciones de gestión deben establecer:

Han de determinar de antemano las medidas que deben adoptarse si se superan los puntos de referencia objetivo o si se acercan a los puntos de referencia límite.

Finalmente, si un fenómeno natural tiene importantes efectos perjudiciales sobre el estado de los recursos acuáticos vivos, los Estados deberían adoptar medidas de conservación y gestión de emergencia^[46]. En este sentido, se pueden considerar los diversos impactos del cambio climático que pueden afectar al estado de conservación de muchas pesquerías (‍Moore, 1997: 97).

1. Consideraciones generales[Subir]

La Política Pesquera Común (PPC) ha perseguido, desde su origen, objetivos contradictorios. Por un lado, ha tratado de mantener la explotación en un nivel sostenible, mientras que, por otro, ha potenciado la competitividad del sector y apoyado el desarrollo económico de las regiones costeras.

De acuerdo con el TFUE, «la conservación de los recursos biológicos marinos» en el marco de la PPC es una competencia exclusiva^[47]. Dicha competencia se justifica por el hecho de que las poblaciones de peces se encuentran a caballo entre las aguas nacionales de los distintos Estados miembros costeros. En el ámbito de la pesca, el legislador de la Unión dispone de una amplia facultad de apreciación que se corresponde con las responsabilidades políticas que los arts. 40-43 del TFUE le atribuyen.

Mientras que la Comisión Europea se encarga de defender el interés general, el Consejo de Ministros tiende a defender los intereses económicos nacionales y regionales en materia de pesca. Dado que cada institución de la UE defiende intereses distintos y, por consiguiente, no comparte la misma visión del criterio de precaución, es necesario abordar el reparto de competencias en materia de pesca (punto 2) antes de precisar su alcance (punto 3).

2. El reparto de las competencias [Subir]

El reparto de las competencias sustantivas en materia de la PPC es algo complejo. Mientras que el Parlamento Europeo y el Consejo establecen, de acuerdo con el apdo. 2 del art. 43 TFUE, las «disposiciones necesarias para la consecución de los objetivos de… la PPC», el apdo. 3 del art. 43 TFUE faculta al Consejo de Ministros para adoptar medidas específicas «sobre la fijación y el reparto de las posibilidades de pesca». En este contexto, el Consejo aprueba los «totales admisibles de capturas plurianuales» en relación con las posibilidades de pesca en lo que respecta a poblaciones de peces y zonas de pesca. Uno de los principios que guían este reparto de cuotas entre los Estados miembros es el llamado principio de estabilidad relativa, que garantiza a los Estados miembros un porcentaje fijo de capturas respecto del TAC total de la UE, pero no cantidades fijas de capturas. Este principio supone tener en cuenta no solo las disponibilidades pesqueras de cada especie (estado biológico del recurso), sino también las necesidades de cada zona (‍Sobrido Prieto, 2013: 691-‍718).

En otras palabras, este apartado otorga al Consejo la facultad de adoptar actos que van más allá de los «actos de ejecución», en el sentido del art. 291 TFUE, apdo. 2^[48]. Estas medidas pueden regular tanto el acceso (por ejemplo, el número de buques que pueden pescar) como la utilización (por ejemplo, el modo de explotación de las poblaciones de peces y las cantidades que deben capturarse) de los recursos marinos vivos y su asignación. Por último, la Comisión es la encargada de adoptar las medidas de aplicación. En lo que respecta a la evaluación científica que sustenta las medidas de explotación y conservación, la Comisión consulta a varios comités (‍Blumann, 2011: 512-‍517).

Los apdos. 2 y 3 del art. 43 TFUE persiguen finalidades distintas y cada uno de ellos tiene un ámbito específico de aplicación, de tal modo que pueden usarse por separado como base para la adopción de medidas determinadas en la PPC^[49].

De ello se desprende que las «medidas técnicas»^[50] pueden, en teoría, decidirlas:

Además, la facultad concedida a la Comisión por el Reglamento Marco 1380/2013 de adoptar actos delegados con arreglo al art. 290 TFUE no impide al Consejo adoptar, en virtud de la competencia que le confiere el art. 43 TFUE, apdo. 3, medidas técnicas relativas a cuestiones similares a las mencionadas en esas disposiciones del Reglamento de base «cuando la Comisión no haya intervenido para adoptar por sí misma actos delegados sobre la base de las citadas disposiciones de los Reglamentos de base»^[52].

La propia estructuración del art. 43 del TFUE favorece las divergencias de opinión entre las instituciones, en especial cuando el Consejo de Ministros puede limitar por sí solo las prerrogativas del Parlamento Europeo en virtud del apartado segundo. No obstante, el Consejo de Ministros no puede abusar de las prerrogativas que le confiere ese mismo apartado. Es decir, el Consejo solo puede actuar dentro de los límites de las competencias que le han sido atribuidas por el Tratado y respetando los criterios fijados en el art. 43 TFUE, apdo. 2^[53].

En cuanto a la evaluación del riesgo (risk assessement), es importante destacar el papel del Consejo Internacional para la Exploración del Mar (CIEM), asesor de referencia del legislador de la UE en el ámbito de la PPC. El CIEM es una organización internacional activa en el campo de las ciencias marinas, con veinte países miembros. Este Consejo asesora a varias OROP, a la UE y a diferentes Estados en relación con más de 135 poblaciones de peces y mariscos distintas. El CIEM desempeña un papel decisivo en el establecimiento de las distintas políticas pesqueras, concretamente en lo que respecta a la fijación de los TAC, y las medidas de conservación en el marco de los planes plurianuales. En resumen, la UE traza una clara línea divisoria entre, a un lado, el CIEM y, al otro, las tareas de regulación de las instituciones comunitarias: mientras que el CIEM se encarga de evaluar los riesgos, la fijación de los niveles aceptables de riesgo correspondería al Consejo de Ministros^[54]. Aunque sus dictámenes científicos no son vinculantes con arreglo a la legislación de la UE, sustentan las propuestas de la Comisión al Consejo.

El CIEM proporciona al Comité Científico, Técnico y Económico de la Pesca (CCTEP)^[55] el asesoramiento científico sobre la conservación y gestión de los recursos marinos vivos. El CCTEP evalúa los datos proporcionados y se basa en esas evaluaciones científicas para proponer a la Comisión las cantidades de captura.

La Comisión consulta al Comité periódicamente. El dictamen del CCTEP desempeña un papel importante en el asesoramiento sobre aspectos tales como los RMS y los TAC. Cada año, la Comisión presenta al Consejo de Ministros sus propuestas de TAC aplicables el año siguiente a la mayoría de las poblaciones de peces de importancia comercial en aguas de la UE, excepto en el Mediterráneo.

Además, varios consejos consultivos^[56], con apoyo económico de la Comisión, integrados por representantes del sector pesquero y de otros grupos de interés tienen por objeto presentar a la Comisión y a los Estados miembros recomendaciones sobre cuestiones relacionadas con la pesca y la acuicultura. Estos consejos también pueden proporcionar información para el desarrollo de medidas de conservación.

Las medidas de conservación se adoptarán teniendo en cuenta los dictámenes científicos, técnicos y económicos disponibles, incluidos, cuando proceda, los informes elaborados por el CCTEP. Sin embargo, la Comisión no está obligada a aplicar las propuestas formuladas en tales recomendaciones^[57]. Por consiguiente, esta institución propone regularmente TAC más altos que los propuestos por el CIEM (‍Markus, 2009).

Posteriormente, a final de año, el Consejo adopta una decisión final basada en las propuestas de la Comisión; esto da lugar a opiniones encontradas entre los Estados miembros que defienden sus propios intereses económicos (‍Markus, 2009). El Consejo tiende, a menudo, a aumentar los TAC para adaptarse a las necesidades socioeconómicas de los Estados miembros. Estos TAC se dividen luego en cuotas nacionales, que establecen los límites de las cantidades de peces que se pueden desembarcar. En definitiva, los TAC acaban siendo fijados en niveles más altos que los recomendados por los científicos.

Una vez determinados los TAC, las cantidades se reparten en «cuotas» entre los Estados miembros, de modo que se garantice la estabilidad relativa de las actividades de pesca de cada uno respecto a cada una de las poblaciones de peces afectadas. Este principio de estabilidad relativa^[58], basado especialmente en los niveles históricos de capturas, implica el mantenimiento de un porcentaje fijo del esfuerzo pesquero autorizado para las principales especies comerciales en cada Estado miembro.

Los Estados miembros gestionan las cuotas nacionales y las reparten entre las empresas del sector, en forma de derechos de pesca y de desembarque de una determinada cantidad de pescado en un año natural.

3. Un fracaso relativo[Subir]

Hasta ahora, la PPC no ha conseguido frenar la sobrepesca de las poblaciones (‍Khalilian et al., 2010: 1178)^[59]. En primer lugar, las recomendaciones científicas no son respetadas por la propuesta elaborada por la Comisión. En segundo lugar, el Consejo supera sistemáticamente las propuestas de cuotas iniciales de la Comisión (‍Villasante y Carballo Penela, 2006: 15). En particular, la pauta anual de negociaciones en el Consejo para fijar los TAC para el año siguiente ha dado lugar, de facto, a una política dilatoria de gestión de las poblaciones que no ha logrado ni salvaguardar ni restaurar las poblaciones. Las negociaciones en el seno del Consejo han provocado regularmente al aplazamiento, principalmente por razones de incertidumbre científica, de las medidas estrictas que eran necesarias para la recuperación de las poblaciones. Como resultado, los TAC se fijan por encima de los recomendados por el CIEM, la mortalidad por pesca supera el potencial reproductivo de las poblaciones y la fijación de los TAC con carácter anual evita la aplicación de una perspectiva a largo plazo^[60]. Así, los intereses económicos a corto plazo prevalecen sobre los beneficios medioambientales y económicos a largo plazo.

4. El criterio de precaución en la PPC[Subir]

4.2. Determinación de los niveles de referencia de límite[Subir]

Los LRPs fijan unas fronteras que pretenden restringir la explotación dentro de unos límites biológicos seguros. Por encima de estos límites, el estado de una pesquería no se considera deseable. Si se alcanza un LRP inadvertidamente, deben tomarse medidas correctivas^[65]. Los LRPs incluyen tanto el Blim como el Flim (es decir, los niveles de referencia límite B y F).

En lo que respecta al primer parámetro (B) (total biomass of the spawning part of the stock), Blim hace referencia a la biomasa mínima reproductiva de la población por debajo de la cual el CIEM considera que existe un alto riesgo de que se produzca un grave declive de la población y a partir del cual la recuperación sería lenta. Desde 1998, los dictámenes del CIEM hacen referencia frecuentemente a un valor de biomasa más cauteloso, conocido como Bpa (biomasa de precaución), el cual es superior al primero con la intención de establecer un margen de seguridad. En consecuencia, el Bpa se fija en un nivel de captura más alto que el Blim.

En cuanto al segundo parámetro (F) (fishing mortality rate), el Flim pretende reducir el riesgo de que la mortalidad por pesca supere el nivel potencialmente producido por el RMS. En concreto, indica el límite superior de la tasa de mortalidad por pesca que, de mantenerse, llevaría a la población al límite de la biomasa. Cuanto más intensivo sea el nivel de pesca y mayor sea el nivel de mortalidad por pesca, menor será la tasa de fertilidad potencial «residual»^[66]. Dado que es imposible cuantificar el riesgo directo de colapso, los consejos del CIEM hacen referencia a un valor «de precaución», conocido como Fpa, que proporciona un margen de seguridad adicional. En consecuencia, el Fpa se fija en un nivel de capturas inferior al correspondiente Flim.

Al proporcionar un margen de seguridad o una zona de amortiguamiento, los dos niveles de referencia precautorios adicionales (Bpa y Fpa) tienen en cuenta las incertidumbres y garantizan que el riesgo de que la población caiga por debajo del LRM sea bajo^[67]. Si se acerca a estos límites, podemos decir que el stock en cuestión no está siendo explotado de manera sostenible (‍Sobrino Heredia et al., 2010: 184). Estos puntos de precaución no son fijos, sino que varían en función del nivel de incertidumbre y de la voluntad de asumir riesgos. Dado que pueden incluir consideraciones socioeconómicas, los indicadores Bpa y Fpa no son considerados genuinamente científicos.

Gráfico 1

Fuente: elaboración propia.

5. La aplicación del criterio de precaución en la jurisprudencia del TJUE[Subir]

Por lo que respecta a la jurisprudencia del TJUE, la sentencia Mondiet, del 24 de noviembre de 1993, es un ejemplo del papel que puede desempeñar el enfoque de precaución en decisiones adoptadas en un contexto de incertidumbre científica. A raíz de la Resolución 44/225 de la Asamblea General de las Naciones Unidas del 22 de diciembre de 1989, el Consejo adoptó el Reglamento 345/92 que limitaba a 2,5 km la longitud de las redes de enmalle de deriva autorizadas. Un armador impugnó esta restricción, alegando que ningún dato científico justificaba esta medida. Además, consideraba que la misma no se ajustaba a la única información disponible, aunque el Reglamento establecía que las medidas de conservación debían elaborarse «a la vista de la información disponible». El abogado general Gulmann compartió el argumento de la Comisión de que «a veces es necesario adoptar medidas por precaución»^[78]. El TJUE siguió la opinión del abogado general según la cual, en el ejercicio de sus competencias, el Consejo de Ministros no podía verse obligado a seguir determinados dictámenes científicos^[79]. Es decir, el hecho de que el beneficio para los delfines que derivaría de la prohibición de las redes de enmalle de deriva de más de 2,5 km fuera incierto no alteraba la legalidad de la normativa de la UE. En la misma línea, la falta de información científica suficiente requerida para adoptar medidas de gestión no impide que el legislador de la UE adopte, de acuerdo con un enfoque de precaución, medidas de conservación tanto para las especies principales, así como las especies asociadas, las especies acompañantes y su entorno^[80]. En otras palabras, el enfoque de precaución refuerza así la facultad del Consejo de respaldar un enfoque conservacionista.

En la misma línea, la prohibición griega del uso de determinados tipos de redes de pesca para evitar la destrucción de los recursos acuáticos, que conducía a una reducción de las poblaciones de sardinas más allá de los requisitos mínimos del Reglamento Marco de la PPC de la UE, se consideró coherente con el criterio de precaución. Para que esa prohibición fuera compatible con la PPC, debía, no obstante, respetar los principios de proporcionalidad y de no discriminación, principios generales del derecho de la UE^[81].

Otro caso relacionado es el de Jean-François Giordano. Dicho asunto versaba sobre la responsabilidad extracontractual de la UE por las medidas de emergencia de la Comisión que limitaban la pesca del atún en el mar Mediterráneo. Dado que estas medidas fueron anuladas por el TJUE, el demandante solicitó una indemnización por los daños que supuestamente había sufrido. Concretamente, alegó que la legislación exigía a la Comisión que esta presentara pruebas de que se había superado una cuota anterior^[82]. Sin embargo, el TJUE desestimó este argumento sosteniendo que la Comisión puede adoptar medidas de emergencia tan pronto como haya pruebas de una amenaza grave para la conservación de los recursos acuáticos vivos, sin tener que esperar a que se superen las cuotas asignadas^[83].

1. La importancia de la conservación de los ecosistemas marinos[Subir]

La ordenación pesquera tendió a centrarse solo en la regulación de las actividades de pesca para lograr la utilización sostenible de aquellas especies objetivo. Sin embargo, los efectos de la pesca van mucho más allá de los efectos directos sobre las especies objetivo, afectando a la totalidad de los ecosistemas. La pesca generalmente afecta a otros componentes del ecosistema en el cual se realiza (captura incidental de especies no objetivo, daño físico a los hábitats, efectos sobre las cadenas alimentarias y otros)^[84]. Las capturas de determinadas especies pueden alterar sustancialmente el funcionamiento del ecosistema, modificando la composición, sexo, edad, crecimiento de las poblaciones objetivo, lo que influye en las poblaciones de las especies dependientes y asociadas. De hecho, estas no pueden tratarse aisladamente unas de otras, pues muchas de ellas son los principales depredadores de las otras y, por tanto, la pesca de una población tiene consecuencias para las demás.

Además, cuando se sobrepasan los límites de los ecosistemas, pueden producirse cambios irreversibles. El mantenimiento de la biodiversidad es, pues, indispensable para aumentar la resistencia de los ecosistemas marinos. Como consecuencia, la legislación pesquera no puede ignorar la importancia de la conservación de los ecosistemas marinos, los cuales son esenciales a la hora de garantizar la estabilidad de las poblaciones de peces.

La toma de conciencia de las limitaciones del enfoque monoespecífico en la ordenación pesquera ha llevado a la aceptación global de la necesidad de adoptar un enfoque ecosistémico (EEP) más amplio para la evaluación y ordenación de las pesquerías. El Código de Conducta para la Pesca Responsable^[85], la Conferencia Reykiavik sobre el Ecosistema Marino (2001) y la Cumbre Mundial de Desarrollo Sustentable de Johannesburgo (2002) han impulsado el EEP, lo cual exige que se atienda a las interacciones entre el núcleo de la pesquería y otros elementos del ecosistema.

El EEP contribuye a una mejor aplicación de la precaución, lo que requiere profundizar en los conocimientos científicos (De Sadeleer, 2022: 324-‍327). Este enfoque incrementa los requerimientos de información necesarios para la gestión de una pesquería (‍Sobrino Heredia et al., 2010: 120). Por un lado, en relación con las especies objetivo, la toma de decisiones debe basarse en información exhaustiva sobre los aspectos socioeconómicos de las actividades, especialmente en relación con el tipo de embarcación, las cuotas, las zonas de pesca, etc. Por otro, se precisa información detallada relativa al funcionamiento de los ecosistemas (hábitats críticos que pueden ser afectados por la pesca, principales interacciones biológicas de las especies capturadas, las especies que componen la pesca incidental y su relevancia, el volumen de descartes y los efectos de la pesca sobre las características del ciclo de vida —edad, tamaño, etc.—) (‍Villasante y Carballo Penela, 2006: 11-‍12).

Existen varios enfoques para mitigar los impactos de los factores ambientales negativos (‍Dunn et al., 2019: 189-‍217):

En efecto, una mejor gestión de los ecosistemas marinos aumenta su resiliencia y les permite absorber los impactos de los factores ambientales negativos. Además, se antoja necesario seguir un enfoque ecosistémico de carácter holístico, que ya no se limita a la creación y gestión de zonas protegidas. En su nueva Estrategia de la UE sobre Biodiversidad 2030, la Comisión propone la mejora de la calidad del agua de los mares europeos a través de la reducción de un 50 % de los plaguicidas y del 25 % de los fertilizantes utilizados, los cuales contribuyen a un fenómeno de eutrofización. Tomados al pie de la letra, los objetivos enunciados en la Estrategia de Biodiversidad exigen un cambio radical en la gestión de los medios terrestres y marinos, tanto por parte de los poderes públicos (en lo que respecta a la implantación de grandes infraestructuras) como de los agentes privados (agricultores, propietarios de bosques, promotores inmobiliarios) (‍De Sadeleer, 2023). La Estrategia propone igualmente alcanzar el «buen estado medioambiental» de los ecosistemas marinos para 2030. Dado que se encuentran entrelazados, el reparto de sus responsabilidades dará lugar, a buen seguro, a numerosos debates en los próximos años.

2. La incertidumbre científica y la conservación de los ecosistemas marinos[Subir]

Dado que los expertos científicos y las autoridades se enfrentan a un alto grado de incertidumbre, están llamados a aplicar el criterio de precaución en el marco del enfoque ecosistémico. Debido a las considerables incertidumbres de las predicciones proporcionadas por los modelos de ecosistemas o de especies múltiples, las decisiones tienen que tomar en cuenta el criterio de precaución. La aplicación de este en la gestión de la pesca en la PPC, exige que se tengan en cuenta las incertidumbres en cuanto a los componentes bióticos, abióticos y humanos de los ecosistemas. Asimismo, la dinámica caótica de las poblaciones puede hacer que los ecosistemas sean fundamentalmente imprevisibles.

3. Conservación de los hábitats marinos[Subir]

La protección de los hábitats críticos se considera una herramienta de gestión de la pesca para garantizar la sostenibilidad de las capturas de las poblaciones de peces explotadas. Está demostrado que la designación y protección de hábitats como AMP ha contribuido al aumento de la biomasa, el tamaño medio de las poblaciones de peces y la biodiversidad (‍Halpern y Warner, 2002: 361-‍366).

Ante la rapidísima degradación de los ecosistemas, especialmente los marinos, las organizaciones internacionales (y la UE en particular) son conscientes de la necesidad de perseguir un nivel de ambición mucho mayor en materia de conservación de los hábitats marinos. El Código de la FAO de 1993 prevé la conservación de «todos los hábitats críticos para la pesca en los ecosistemas marinos y de agua dulce, como las zonas húmedas, los manglares, los arrecifes, las lagunas, las zonas de cría y desove»^[90].

En este sentido, uno de los objetivos del el Acuerdo BBNJ es de «conservar y usar de manera sostenible las áreas que requieren protección»^[91], incluso la creación de áreas marinas protegidas (AMP) en alta mar^[92]. Las propuestas para el establecimiento de mecanismos de protección, incluidas áreas marinas protegidas, se formularán «sobre la base de los mejores conocimientos e información científicos disponibles» teniendo en cuenta «el enfoque precautorio y un enfoque ecosistémico»^[93].

A nivel europeo, la Directiva Hábitats no prevé un régimen de conservación completo. Con nueve hábitats marinos, la Red Natura 2000 no representa la diversidad existente de los mares europeos y no recoge toda la variedad de especies protegibles. Además, la Directiva se centra en los hábitats costeros, en detrimento de otros que se encuentran más allá de esa franja (‍García Ureta, 2022: 36). Con miras a incrementar el nivel de protección de los medios marinos, la Estrategia sobre Biodiversidad 2030^[94] establece objetivos cuantificados que deben alcanzarse para el año 2030 en términos no solo de protección, creando más zonas protegidas, sino también de control integrado de la contaminación, restauración del medio ambiente y buenas prácticas de pesca. Por ejemplo, la Comisión propone alcanzar la protección del 30 % del territorio terrestre y marítimo de la Unión, de los cuales el 10 % mediante un régimen estricto. Cabe subrayar que se trata de soft law que aún no se ha visto plasmada en legislación.

En la PPC, la Unión tiene la obligación de «establecer zonas protegidas en razón de su sensibilidad biológica allí donde haya pruebas claras de una alta concentración de peces por debajo de la talla mínima de referencia a efectos de conservación y de la existencia de lugares de desove»^[95]. En dichas zonas, se podrán restringir o prohibir las actividades pesqueras con objeto de contribuir a la conservación de los recursos acuáticos vivos y los ecosistemas marinos^[96]. A diferencia de la Estrategia anterior, el Reglamento en cuestión no especifica ni el número ni el tamaño de las zonas marinas que los Estados miembros deberían proteger.

Sea como fuere, no es fácil diseñar estas medidas de conservación de los hábitats, ya que los ecosistemas marinos no son estáticos en el espacio y en el tiempo. Además, la distribución de los hábitats y sus especies está fuertemente influenciada por factores ambientales que evolucionan rápidamente. Mientras que algunos cambios son predecibles (cambios cíclicos), otros no lo son tanto.

Dicho esto, ya sea en el derecho internacional o en el de la UE, es harto probable que las medidas de protección de la naturaleza entren en conflicto con la política de gestión de la pesca. Los conflictos pueden surgir especialmente cuando las competencias del Ministerio de Pesca se solapan con las del de Medio Ambiente en relación con el establecimiento de zonas de conservación marina (‍Appleby y Harrison, 2019: 443-‍464). En Europa, la UE ejerce una competencia exclusiva, mientras que la protección de la naturaleza está sujeta a una competencia compartida que implica la intervención de los Estados miembros^[97]. Así, las medidas de protección de la naturaleza adoptadas por los Estados miembros (competencia compartida) para proteger el medio marino no deben afectar al derecho pesquero (competencia exclusiva). En otras palabras, las medidas de la PPC prevalecen sobre las medidas nacionales de conservación de la naturaleza^[98].

Finalmente, las medidas de designación y protección de zonas protegidas constituyen un planteamiento reactivo ante los ataques a la naturaleza. Debido al nivel de degradación de muchos ecosistemas marinos, una política proactiva es, sin duda, necesaria. En este sentido, la Declaración de Kumming-Montreal de 2023 de la 15.ª Conferencia de las Partes del Convenio sobre la Diversidad Biológica establece un nuevo objetivo: para 2030, al menos el 30 % de las zonas de ecosistemas costeros degradados deberán estar efectivamente restauradas. A nivel europeo, el Reglamento de restauración de la naturaleza obligará a los Estados miembros a restaurar al menos el 20 % de las zonas terrestres y marinas de la UE para 2030 y, en última instancia, todos los ecosistemas que necesiten restauración para 2050^[99].

1. Una mejora de la evaluación de riesgos[Subir]

2. Una mejora de la gestión de la explotación de los recursos pesqueros[Subir]

Como se ha explicado anteriormente, la incapacidad de muchas de las OROP para tener en cuenta en sus modelos los cambios medioambientales que están impregnados de incertidumbre está dando lugar a sesgos. Además, con el cambio climático, muchos de los organismos pesqueros tendrán que operar cada vez más en un contexto de incertidumbre, por lo que es crucial mejorar su capacidad para anticiparse y responder adecuadamente a los nuevos retos. En particular, el cambio climático está alterando tanto la distribución como la explotación de las poblaciones de peces de una manera sin precedentes. En concreto, los peces ya se han desplazado a nuevos territorios a un ritmo medio de 70 km por década y se espera que estos desplazamientos se aceleren.

Como el criterio de precaución trata de facilitar la adopción de medidas preventivas para evitar la degradación del medio ambiente por no tener certeza científica, la «ciencia sólida» ya no puede considerarse como el punto de referencia absoluto para la toma de decisiones a largo plazo.

Concretamente, el criterio de precaución exige que los gestores de la pesca establezcan medidas de conservación incluso en ausencia de información científica adecuada. La falta de información científica adecuada no debería utilizarse como razón para aplazar o dejar de tomar las medidas de conservación y gestión necesarias^[102]. La explotación más allá del RMS debe prohibirse porque pondrá en riesgo la población, así como los niveles de captura deben mantenerse dentro de los límites biológicos de seguridad.

En la tasa de explotación sostenible debe incluirse un margen de seguridad o zona de amortiguación de precaución que tenga en cuenta la evolución imprevisible de los niveles de las poblaciones de peces (‍Markus, 2009).

Es más, una combinación de estrategias de control óptimo y de gestión proactiva debe guiar a las autoridades pesqueras ante la incertidumbre (‍Pinsky et al., 2018: 1189-‍1191).

Además, los gestores de la pesca deben favorecer las políticas destinadas a garantizar un uso sostenible a largo plazo en lugar de responder a consideraciones cortoplacistas^[103]. Del mismo modo, deben evitar o eliminar el exceso de capacidad pesquera, ya que es probable que socave las medidas de conservación y gestión.

El siguiente cuadro ilustra hasta qué punto están entrelazadas sus respectivas tareas.