El tiburón ballena (Rhincodon typus) es una especie de elasmobranquio orectolobiforme, único miembro de la familia Rhincodontidae y del género Rhincodon; siendo el pez existente más grande del planeta, con más o menos doce m de longitud. Presenta una nutrición por filtración. Habita en aguas cálidas tropicales y subtropicales. Se ha sugerido que habita en la Tierra desde hace sesenta millones de años. En México se considera conminado.
Hábitat del Tiburón Ballena
Los tiburones ballena se encuentran en hábitats costeros y oceánicos (Rowat y Brooks 2012). Los avistamientos oceánicos están fuertemente correlacionados con la temperatura en los océanos Índico y Atlántico (Sequeira et al . 2014), y la mayoría ocurre entre 26.5 ° y 30 ° C en el Océano Índico (Sequeira et al . 2012). La profundidad fue un predictor importante en los océanos Atlántico y Pacífico, pero no fue significativo en el Océano Índico (Sequeira et al . 2014). Los tiburones ballena son muy móviles, con tasas de movimiento diarias promedio de 24 a 28 km según las etiquetas de la fotografía atada (Hueter et al . 2013). Los cambios climáticos cíclicos o de más largo plazo afectan la ocurrencia y abundancia de tiburones ballena (Sleeman et al . 2010, Sequeira et al.. 2012), que debe tenerse en cuenta al analizar las tendencias de abundancia local.
Los tiburones ballena pasan la mayor parte del tiempo en la zona epipelágica, pero se sumergen al menos a 1,928 m de profundidad (Tyminsky et al . 2015). El conductor de estas inmersiones profundas no está claro, pero puede estar relacionado con el comportamiento de búsqueda de alimento, especialmente cuando se cruzan aguas oceánicas con una productividad de superficie comparativamente baja (Sleeman et al . 2010, Brunnschweiler y Sims 2011, Tyminsky et al . 2015) y / o ayudan con conservación de energía al moverse entre zonas de presas (Gleiss et al . 2011) o al navegar (Tyminsky et al.. 2015). Los resultados iniciales de los estudios dietéticos de ácidos grasos sugieren que las presas meso y batipelágicas pueden ser un componente importante de la dieta del tiburón ballena (Rohner et al . 2013), y los datos de inmersión de las etiquetas de archivo emergentes proporcionan alguna evidencia del comportamiento de alimentación mesopelágica (Tyminsky et al.2015 ).
La mayoría de los avistamientos de tiburones ballena se producen en un pequeño número de áreas costeras conocidas de alimentación para la especie, donde los tiburones se agregan en la superficie para explotar la productividad estacional, como los eventos de desove de peces o las floraciones de zooplancton (Rowat y Brooks 2012). Se ha documentado un grado de fidelidad del sitio interanual en muchos lugares (Cagua et al . 2015, Norman et al.. presentada). La segregación basada en el sexo y el tamaño es típica en estos lugares, con un sesgo hacia los machos juveniles de 4 a 8 m de longitud (Rohner et al . 2015, Norman et al . Presentado). Esta segregación pronunciada indica que hay hábitat ontogenético y específico del sexo o cambios en la dieta presentes en la especie. En el Golfo de California, se encontraron tiburones juveniles, que comprenden un 60% de machos, en aguas poco profundas que explotan abundantes presas. Los tiburones más grandes, compuestos por 84% de hembras, ocurrieron en aguas oceánicas donde se alimentaron de parches difusos de eufásicos (Ketchum et al . 2012). Un estudio inicial de isótopos estables de tiburones ballena indios mostró una relación positiva entre el tamaño y δ 13 C y δ 15N, lo que sugiere que los tiburones más grandes se alimentan de presas de mayor tamaño y mayor nivel trófico (Borrell et al . 2011). Las hembras tenían valores más bajos de δ 13 C y δ 15 N que los machos (Borrell et al . 2011), lo que sugiere que tienen una dieta diferente y más pelágica, mientras que los individuos de <4 m de longitud total (TL) también mostraron un δ13C más bajo que el más grande. individuos que sugieren una transición de hábitats de alimentación pelágicos a más costeros.
El tiburón ballena más grande registrado, aproximadamente 20 m TL (Chen et al . 1997) y 42 t de masa (Hsu et al . 2014), han sido reportados desde Taiwán. Un individuo extrapolado de 18.8 m TL fue capturado en India (Borrell et al.. 2011). Norman y Stevens (2007) encontraron que el 50% de los machos eran maduros, según la morfología de los clasificadores, a un TL visualmente estimado de 8,1 m en Australia occidental, mientras que el 50% de madurez se estimaba en 9,2 m TL usando fotogrametría láser en Mozambique ( Rohner et al.2015 ). En el Golfo de México, Ramírez-Macías et al . (2012) estimaron visualmente que el 50% de madurez masculina ocurriría a alrededor de 7 m TL. Dada la diferenciación genética entre los océanos Indo-Pacífico y Atlántico (Vignaud et al . 2014), esto puede representar una diferencia de nivel de subpoblación en el tamaño de la maduración. El tamaño en la madurez en tiburones hembras es de aproximadamente 9 m TL, basado en visual (Acuña-Marrero et al . 2014, Ramírez-Macías et al.. 2012) y estimaciones fotogramétricas con láser (Acuña-Marrero et al . 2014) del Pacífico oriental, y un individuo TL de 9,6 m registrado en Taiwán (Hsu et al . 2014). Los siete especímenes hembras varados de 4.8 a 8.7 m TL en Sudáfrica eran inmaduros (Beckley et al . 1997). La única mujer embarazada confirmada examinada, de Taiwán, tenía 10,6 m de TL (Joung et al . 1996).
La ecología reproductiva del tiburón ballena es poco conocida. Los tiburones hembras embarazadas se encuentran estacionalmente en el Pacífico Oriental, particularmente frente a la Isla Darwin en el Archipiélago de Galápagos (Acuña-Marrero et al . 2014) y el Golfo de California (Eckert y Stewart 2001, Ramírez-Macías et al.. 2012), pero rara vez se ve fuera de esta región. Una excepción es la isla de Santa Elena en el Atlántico medio, donde se observan habitualmente tiburones hembras preñadas de forma estacional (A. Dove, comunicación personal). La hembra gestante individual que ha sido examinada físicamente, de Taiwán, tuvo 304 crías en varias etapas de desarrollo, el mayor tamaño de camada reportado de cualquier especie de tiburón (Joung et al . 1996, Schmidt et al . 2010). Este descubrimiento estableció que los tiburones ballena son vivíparos aplacentales. El análisis de paternidad en un subconjunto de la descendencia estableció que un solo macho podría haber engendrado toda la camada, lo que sugiere que la especie tiene la capacidad de almacenar esperma (Schmidt et al.. 2010). La clase de embriones de mayor tamaño, 58–64 cm TL, apareció casi completamente desarrollada (Joung et al . 1996). El neonato de natación libre más pequeño encontrado en la naturaleza, de Filipinas, tenía 46 cm de TL (Aca y Schmidt 2011). Por lo tanto, se supone que el tamaño al nacer está alrededor de este rango (Aca y Schmidt 2011). Se desconoce la periodicidad reproductiva: rara vez se producen nuevos cambios en las áreas donde se observan tiburones preñados (Norman et al . Presentado).
Los datos de edad y crecimiento en Whale Shark son escasos. Se han evaluado los tiburones varados en Sudáfrica (Wintner 2000) y las capturas pesqueras en Taiwán (Hsu et al . 2014), respectivamente. Ambos estudios estuvieron limitados por pequeños tamaños de muestra de tiburones predominantemente juveniles. Hsu et al.. (2014) concluyeron que es probable que la deposición de la banda de crecimiento sea bianual y, basándose en esto, estimaron que los tiburones machos comienzan a madurar a ~ 17 años y las hembras a los 19–22 años en el Indo-Pacífico. Sin embargo, estas estimaciones tienen algunas advertencias importantes: se ha demostrado que la deposición de banda semestral en muy pocas otras especies de tiburones, y se ha demostrado que otras especies orectolobiformes tienen formación de pares de bandas aperiódicas (Huveneers et al.2013 ). La validación a través de estudios de crecimiento silvestre es importante para confirmar estos resultados. Los resultados iniciales de los estudios fotogramétricos con láser indican que los incrementos de crecimiento durante períodos de 1-3 años son demasiado pequeños para ser medidos con precisión, pero la técnica puede tener valor en períodos de tiempo más largos (Rohner et al . 2015). La duración de la generación se estima en 25 años.
¿Qué población existe del Rhincodon typus?
Según los recuentos, las estimaciones de población modeladas y la disponibilidad de hábitat, se infiere que aproximadamente el 75% de la población mundial de tiburones ballena ocurre en el Indo-Pacífico y el 25% en el Atlántico. En el Indo-Pacífico, se infiere una reducción de la población del 63% en las últimas tres generaciones (75 años), y en el Atlántico se infiere una reducción de la población de más del 30% (ver la discusión para cada subpoblación a continuación). Combinando datos de ambas regiones, es probable que la población mundial de tiburones ballena haya disminuido> 50% en los últimos 75 años.
Los conjuntos de datos disponibles para los tiburones ballena, en particular los de los sitios costeros, generalmente están dominados por tiburones machos juveniles. Reconociendo esto, suponemos que los datos de tendencias en la fracción visible de la población (es decir, principalmente juveniles) son representativos de la población adulta.
El tamaño de la población mundial Los
tiburones ballena se pueden identificar individualmente en función de sus patrones de manchas característicos (Taylor 1994, Arzoumanian et al . 2005, Marshall y Pierce 2012). En Wildbook for Whale Sharks ( www.whaleshark.org ) (Wild Me 2016, Norman et al. , Se encuentra en línea una base de datos global de avistamientos de tiburones ballena, que incluye fotografías enviadas tanto de investigadores como del público ).. presentada). A partir de febrero de 2016, había 7.011 tiburones individuales en esta base de datos, identificados a partir de imágenes enviadas entre 1964 y 2016. Sin embargo, el 70% de las personas sexuadas (n = 3.420) eran hombres, y la mayoría de ellos probablemente sean inmaduros en función de la longitud estimaciones (Norman y Stevens 2007, Ramírez-Macías et al . 2012, Rohner et al . 2015). Se supone que este conjunto de datos no representa completamente tiburones hembras, pequeños juveniles o adultos (presentado por Norman et al .). Por lo tanto, el total representa un número mínimo de tiburones vivos durante este período.
Dos estudios genéticos a escala mundial sobre Tiburones Ballena han estimado el tamaño de la población genéticamente efectivo, el número de adultos reproductores, aunque basados en muestras pequeñas de 70 (Castro et al.. 2007) y 68 tiburones (Schmidt et al . 2009), respectivamente. Castro y col . (2007) utilizaron el ADN mitocondrial para estimar el tamaño actual de la población genética efectiva en 119,000-238,000 tiburones. Schmidt y col . (2009) estimaron que el tamaño de la población genética efectiva era 103,572, con un error estándar de 27,401-179,794, basado en el análisis de microsatélites. Sin embargo, la falta de conocimiento sobre las tasas de mutación específicas de la especie significa que estas estimaciones no deben usarse con fines de gestión (J. Schmidt, comunicación personal, T. Vignaud y S. Planes, comunicación personal).
Estructura de la población
mundial Si bien se ha postulado la conectividad global de las subpoblaciones de tiburones ballena (Sequeira et al.. 2013b), un gran estudio genético global que utiliza tanto ADN mitocondrial como análisis de microsatélites ha demostrado que las subpoblaciones de tiburones ballena en el Atlántico y el Indo-Pacífico están funcionalmente separadas (Vignaud et al.2014 ). Los estudios de identificación con fotografía a gran escala en el Océano Índico (Brooks et al . 2010) y el Atlántico occidental (Hueter et al . 2013), junto con los resultados de la base de datos en línea de Wildbook (Norman et al . Presentado), han demostrado que existe conectividad limitada entre -países contiguos. En base a estos resultados, aquí hemos considerado dos subpoblaciones separadas en esta evaluación.
Tendencia de la subpoblación atlántica
Una disminución de ≥30% en la subpoblación del Atlántico se infiere en las últimas tres generaciones (75 años) en base a datos de observadores de la flota atunera en un probable centro de abundancia para esta subpoblación. Entre 1980 y 2010 hubo una disminución en los avistamientos por unidad de esfuerzo (SPUE) frente a África occidental, con un pico de SPUE en 1995 y una disminución posterior (Sequeira et al . 2014; Tabla 1 en el material complementario). En términos absolutos, los avistamientos disminuyeron de aproximadamente 500 durante la década de 1990 a alrededor de 150 durante la década de 2000. Los avistamientos en los meses pico también disminuyeron en aproximadamente un 50% durante este tiempo (Sequeira et al . 2014).
En Gladden Spit en Belice, los avistamientos de tiburones ballena disminuyeron de una media de 4 a 6 tiburones por día entre 1998 y 2001 a menos de 2 por día en 2003 (Graham y Roberts 2007), con informes de guías de buceo que indican que los números se han mantenido bajos hasta 2016 (R. Graham, comunicación personal).
En las Azores, hubo un aumento significativo en los avistamientos en 2008 y posteriormente en comparación con la década anterior (Afonso et al . 2014; Tabla 1 en el material complementario). Esto se correlacionó fuertemente con la ubicación de la isoterma de 22 ° C, lo que indica que esta tendencia creciente de avistamiento se debe a las condiciones ambientales (Afonso et al . 2014).
Tamaño de la subpoblación atlántica
Los recuentos regionales de tiburones identificados o las estimaciones de abundancia modeladas están disponibles en muchas de las áreas de agregación o alimentación más grandes conocidas. Ramírez-Macías y cols . (2012) identificaron 350 tiburones ballena individuales con foto de la isla Holbox en México entre 2005 y 2008, y estimaron que 521–809 tiburones participan en esta agregación. Los estudios aéreos desde esta área y la costa caribeña adyacente han contado hasta 420 tiburones en un solo estudio aéreo (de la Parra Venegas et al . 2011). La agregación más grande conocida a partir de febrero de 2016 ocurre estacionalmente fuera del costo de Yucatán en México, con más de 1,100 tiburones identificados (Norman et al . Presentado). Los tiburones marcados por satélite de esta agregación han sido rastreados hasta el norte del Golfo de México (Hueteret al . 2013), donde se han reportado agregaciones de hasta 100 tiburones (Hoffmayer et al . 2005), al sur de Belice, donde se identificaron 106 tiburones individuales entre 1998 y 2003 (Graham y Roberts 2007), y frente a la isla de Utila, Honduras, donde se identificaron 95 tiburones entre 1999 y 2011 (Fox et al . 2013). Un tiburón, marcado en 2007, fue rastreado nadando a través del ecuador hasta el Océano Atlántico Sur, cerca de la Cordillera del Atlántico Medio (Hueter et al . 2013). El punto final de esta pista fue 543 km al sureste del archipiélago de San Pedro y San Pablo, donde se registraron 54 avistamientos de tiburones ballena entre 2000 y 2005 (Hazin et al.. 2008). Posteriormente, esta persona fue identificada con fotografía en la costa de Yucatán en 2011 y 2012 (Hueter et al . 2013).
Aparte de la isla de Santa Elena (A. Dove, comunicación personal), ha habido pocos registros fotográficos de otras partes del Atlántico (Wild Me 2016). Sin embargo, hubo 2.297 registros de tiburones ballena de los diarios de pesca de atuneros cerqueros entre 1980 y 2010, principalmente del Atlántico oriental (Sequeira et al . 2014) y particularmente frente a la costa de Gabón (Capietto et al . 2014) . Se registraron 1,449 avistamientos adicionales del archipiélago de las Azores entre 1998 y 2013 (Afonso et al . 2014).
Tendencia de la subpoblación del Indo-Pacífico
Se deduce una disminución de> 50% (probablemente alrededor del 63%) en la subpoblación de tiburones ballena del Indo-Pacífico en las últimas tres generaciones (75 años) con base en índices de abundancia relevantes de Mozambique, el Océano Índico occidental más amplio, Filipinas, Taiwán , Tailandia y el Pacífico occidental y central, y los niveles reales de explotación en China continental, Maldivas, India, Filipinas y Taiwán.
Una pesca comercial para el tiburón ballena existió en Taiwán hasta 2007 (Hsu et al.. 2012). La información proporcionada por los pescadores que operan desde el puerto de Hongchun en el sur de Taiwán indica que se capturaron 50-60 tiburones cada temporada a mediados de la década de 1980, disminuyendo a menos de 10 por año en 1994 y 1995 (Chen y Phipps 2002; Tabla 1 en el material suplementario). Aunque las tendencias de captura definitivas no están disponibles, hubo una disminución significativa (58%) en la captura anual estimada en 1997 de 272 tiburones (Chen y Phipps 2002) a una captura reportada de 113 tiburones durante 15 meses en 2001–2002 (Chen y Phipps 2002; Tabla 1 en el material complementario). Se observó una disminución en la longitud total promedio de los tiburones desembarcados entre 2002 y 2007 (Hsu et al.. 2012; Tabla 1 en el material complementario). También se observó una disminución en el tamaño medio de los tiburones desembarcados en las aguas del sur de China, de 8,27 m antes de 2004 a 6,3 m en 2008–2011 (Li et al . 2012; Tabla 1 en el material suplementario).
Los datos de los observadores a bordo de la flota de atuneros cerqueros en el Pacífico occidental y central señalaron 1.073 avistamientos de tiburones ballena, la mayoría de los mares Bismark y Solomon (Harley et al . 2013). La aparición de Whale Shark en las escuelas gratuitas disminuyó en aproximadamente un 50% entre 2003 (1%) y 2012 (0,5%), lo que potencialmente representa una caída en la abundancia (Harley et al . 2013; Tabla 1 en el material complementario), aunque un El aumento lineal débil en la probabilidad de ocurrencia fue modelado por Sequeira et al.. (2014) entre 2000 y 2010 (Tabla 1 en el material complementario). Sin embargo, el rendimiento del modelo para este último conjunto de datos fue deficiente (Sequeira et al . 2014).
La influencia de la variabilidad ambiental en los avistamientos de Tiburón Ballena puede complicar la interpretación de los datos de tendencias, particularmente con la escasez de conjuntos de datos a largo plazo. Se incluyó una disminución en los avistamientos de tiburones ballena a lo largo de la costa oriental de Sudáfrica entre 1993 y 1998 (Gifford 2001) en la propuesta para incluir a los tiburones en el Apéndice II de la Convención sobre Comercio Internacional de Especies en Peligro (CITES 2002). Sin embargo, con el beneficio de la retrospectiva, la variabilidad sustancial en los datos de observación de esta área durante los meses de verano (Cliff et al.. 2007) y los cambios estacionales en su distribución oceánica (Sequeira et al . 2012), no deja claro si estos datos anteriores son indicativos de una verdadera disminución de la subpoblación. Al norte de esta área, en el norte del Canal de Mozambique y el Océano Índico occidental más amplio, se observó un ligero aumento en los avistamientos de tiburones ballena entre 1991 y 2000 sobre la base de datos de atuneros cerqueros, luego una disminución de 2000 a 2007 (Sequeira et al . 2013a; Tabla 1 en el material complementario). En términos absolutos, se informaron 600 avistamientos desde la década de 1990 que disminuyeron a ~ 200 en 2000-2007 (Sequeira et al . 2014). Los avistamientos mensuales máximos disminuyeron alrededor de un 50% durante el período de estudio (Sequeira et al.. 2014). En Inhambane, Mozambique, en el sur del Canal de Mozambique, los avistamientos disminuyeron 79% entre 2005 y 2011 (Rohner et al . 2013; Tabla 1 en el material complementario). Esta disminución de la tasa de avistamientos ha persistido al menos hasta enero de 2016 (S. Pierce, datos no publicados). Los tiburones se mueven rutinariamente entre Sudáfrica y el sur de Mozambique (Rohner et al . 2015, Norman et al . Presentado), pero hay conectividad limitada o nula entre estas y otras áreas de alimentación costeras conocidas al norte en Djibouti, Seychelles y Tanzania (Brooks et al. al.2010 , Norman et al.. presentada). Antes de que la especie se protegiera en las Maldivas en 1995, las capturas de Tiburón Ballena disminuyeron de alrededor de 30 cada año desde uno de los principales lugares de pesca hasta principios de la década de 1980 a una captura de 20 o menos Tiburones Ballena de todo el archipiélago en 1993 ( Anderson y Ahmed 1993; Tabla 1 en el material complementario).
Doscientos cincuenta y tres avistamientos de tiburones ballena fueron registrados por una empresa local de alquiler de buceo en el mar de Andaman, Tailandia, entre 1991 y 2001 (Theberge y Dearden 2006). Los avistamientos por unidad de esfuerzo mostraron una disminución significativa durante este período, con una disminución general de 1.58 Tiburones Ballena por viaje en 1992–1993 a 0.13 tiburones por viaje en 2000–2001 (Theberge y Dearden 2006; Tabla 1 en el material complementario). Un número absoluto bajo de avistamientos persistió hasta al menos la temporada 2002–2003, aunque no se registraron datos de esfuerzo (Theberge y Dearden 2006). Tras la conclusión de la recopilación de datos para ese estudio, los avistamientos de tiburones probablemente han aumentado en frecuencia según los informes de los operadores de buceo. Sin embargo, se percibe que los tiburones son más pequeños que los vistos en la década de 1990 (P. Dearden, comunicación personal).
Bradshaw y col . (2008) analizaron avistamientos de turismo en Ningaloo Reef, Australia, entre 1995 y 2004, corrigieron el esfuerzo de búsqueda y la fluctuación ambiental, e identificaron una disminución del 40% en la tasa de avistamiento y una disminución en la longitud media del tiburón de 1,6 m durante este período de tiempo (Tabla 1 en el material complementario), aunque los cambios estacionales en la abundancia máxima a los meses de observación externa también pueden haber contribuido a esta disminución observada (Mau y Wilson 2007, Holmberg et al . 2009). El análisis de los datos de avistamiento individual de 1995 a 2006 identificó la heterogeneidad conductual en los tiburones en Ningaloo, y la mayoría mostró cierta fidelidad en el sitio en el sentido de que fueron avistados en varias estaciones (Holmberg et al.. 2008). Este subconjunto (mayoritario) de la población de estudio fue aumentando en el transcurso de este trabajo (Holmberg et al . 2008). Los análisis de seguimiento en un conjunto de datos un poco más largo (1995 a 2008) confirmaron este resultado, con individuos más pequeños que contribuyen en mayor número al reclutamiento, lo que explica potencialmente la disminución observada en el tamaño medio (Holmberg et al . 2009; Tabla 1 en el material complementario ) Sin embargo, un estudio genético en tiburones de Ningaloo indicó una disminución de la diversidad genética durante cinco años consecutivos para ADNmt (2007–2012) y dos (2010–2012) para microsatélites (Vignaud et al . 2014; Tabla 1 en el material suplementario).
Los tiburones ballena se pescaron en Filipinas antes de la protección en 1998, y la captura de tiburón ballena por unidad de esfuerzo (es decir, por barco) disminuyó de 4.44 a 1.7 en Pamilacan y de 10 a 3.8 en Guiwanon entre dos encuestas realizadas en 1993 y 1997 (Alava et al. al.2002 ; Tabla 1 en el material complementario).
Tamaño de la subpoblación del Indo-Pacífico
Seiscientos setenta tiburones fueron fotoidentificados en el sur de Mozambique entre 2003 y 2014 (Norman et al . Presentado). Cerca de la isla de la mafia en Tanzania, se identificaron 131 tiburones entre 2006 y 2014 (Norman et al . Presentado). Fuera de Djibouti, 297 individuos fueron identificados con foto entre 2003 y 2010 (Rowat et al.. 2011), mientras que 443 individuos fueron identificados con fotografía en Mahe en las Seychelles entre 2001 y 2009 (Rowat et al . 2011). Se modeló un subconjunto del conjunto de datos de Seychelles, que comprende registros de 2004 a 2009, para producir una estimación de abundancia de 469 a 557 tiburones de esa área (Brooks et al . 2010). Las comparaciones de identidades recogidas en Seychelles, Djibouti, Tanzania y Mozambique, que comprenden un total de 1.069 tiburones individuales vistos hasta 2009, no encontraron coincidencias entre estos países (Brooks et al . 2010). Norman et al.. (presentado) actualizó estas cifras y encontró tres coincidencias internacionales (todas entre Mozambique y Tanzania) de 1,098 individuos. También se produce una agregación significativa de tiburones ballena juveniles en el Mar Rojo frente a la costa de Arabia Saudita, con 122 individuos identificados hasta 2013 (J. Cochran, comunicación personal). Se han observado agregaciones de hasta 100 tiburones en la costa de Qatar (Robinson et al . 2013). Se identificaron ciento seis tiburones alrededor del atolón Ari del sur en las Maldivas (Riley et al . 2010, Davies et al . 2012), con una estimación de abundancia modelada de alrededor de 74 a 104 tiburones (Davies et al.. 2012). Hubo 1.184 avistamientos de tiburones ballena en el Océano Índico registrados por los diarios de pesca de atuneros cerqueros entre 1991 y 2007, con casi todos ellos en el Océano Índico occidental (Sequeira et al . 2013a).
Se registraron ochenta y dos avistamientos en la Isla de Navidad, Australia, entre 1996 y 2008 (Hobbs et al . 2009). Las identificaciones fotográficas de los tiburones ballena se remontan a principios de la década de 1990 frente a los arrecifes de Ningaloo en Australia Occidental (Meekan et al . 2006; Holmberg et al . 2008, 2009). Se identificaron trescientos ochenta y seis tiburones aquí entre 1995 y 2008 (Holmberg et al . 2009), con más de 1,000 tiburones identificados para 2015 (Norman et al.. presentada). Aunque se rastreó a dos tiburones marcados con satélites en movimiento desde el arrecife de Ningaloo hasta las cercanías de Christmas Island (Sleeman et al.2010 ), hasta la fecha no se ha documentado ningún intercambio de tiburones identificados con foto (Wild Me 2016). Sin embargo, un tiburón ballena identificado con foto fue registrado tanto de Ningaloo Reef como de Borneo (B. Norman, datos no publicados).
La abundancia de tiburones ballena en el arrecife Ningaloo, Australia, ha sido modelada por dos estudios. Meekan y col . (2006) estimaron que el tamaño de la superpoblación era de 319 a 436 tiburones entre 1992 y 2004. Holmberg et al.. (2009) estimaron que la abundancia anual variará entre 86 y 143 tiburones en los años 2004 a 2007, cuando la longitud se usó como covariable. La abundancia de tiburones ballena en esta área está correlacionada con el Índice de Oscilación del Sur y varias otras variables oceanográficas, que potencialmente se relacionan con la fuerza de las corrientes oceánicas y la productividad local (Wilson et al . 2001, Sleeman et al . 2010).
Se han identificado más de 820 tiburones individuales de Filipinas (Schleimer et al . 2015), con grandes agregaciones registradas alrededor de Donsol (Quiros 2007), Oslob en la isla de Cebú (Araujo et al . 2014, Schleimer et al . 2015) y Pintuyan en Southern Leyte (Schleimer et al.. 2015). Excluyendo Filipinas, se han identificado 326 tiburones desde el sudeste asiático (incluidos Camboya [3], Indonesia [64], Malasia [32], Myanmar [4], Taiwán [7] y ambas costas de Tailandia [216]) y agregado a la base de datos global en febrero de 2016 (Wild Me 2016).
En el Pacífico oriental, los tiburones ballena están estacionalmente presentes en pequeñas cantidades alrededor de las islas Darwin y Wolf en el norte del archipiélago de Galápagos (Hearn et al . 2013). Acuña-Marrero y col . (2014) identificaron 82 individuos aquí desde 2011–2013 y estimaron un tamaño de población de estudio anual de 695 ± 166 individuos para las Islas Galápagos. Los machos y las hembras inmaduras rara vez se observan en este lugar, por lo que esta estimación se refiere predominantemente a hembras grandes, aparentemente embarazadas (Acuña-Marreroet al . 2014). Doscientos cincuenta y un tiburones individuales fueron identificados con fotografía en el Golfo de California, México, entre 2003 y 2009: 129 de Bahía de Los Ángeles, 125 de Bahía de La Paz y números más pequeños de otros sitios (Ramírez-Macías et al. 2012). Las estimaciones de abundancia modeladas a partir de este conjunto de datos fueron 54 en 2008 y 94 tiburones en 2009 de Bahía de Los Ángeles, y entre 19 y 62 hasta 2005-2009 en Bahía de La Paz (Ramírez-Macías et al . 2012). Fuera de estas áreas (Islas Galápagos y México), se han agregado pocos tiburones identificados con foto a la base de datos global del Pacífico Oriental (Wild Me 2016). Veinticinco tiburones ballena fueron reportados por observadores de atuneros cerqueros en 2014 (Clarke 2015).
Localización geográfica del Tiburón Ballena
El tiburón ballena tiene una distribución circuntropical en todos los mares templados tropicales y cálidos, aparte del Mediterráneo (Rowat y Brooks 2012). Su distribución central está entre aproximadamente 30 ° N y 35 ° S, con penetración estacional ocasional hacia el norte y el sur (Colman 1997, Rowat y Brooks 2012, Sequeira et al . 2014). Los registros más septentrionales son de 44 ° N en la Bahía de Fundy, Canadá (Turnbull y Randell 2006) y el Mar de Okhotsk frente a Japón (Tomita et al . 2014), con el más meridional desde 37 ° S en Victoria, Australia (Wolfson 1986 ) Es probable que la distribución del tiburón ballena sea limitada por la temperatura, ya que rara vez se observan en temperaturas superficiales de menos de 21 ° C (Iwasaki 1970, Colman 1997, Duffy 2002, Afonso et al.2014, Tomitaet al . 2014).
Las áreas donde se han documentado 500 o más individuos mediante recuentos o estimaciones modelo incluyen el Golfo Arábigo y el Golfo de Omán (Robinson et al . En revisión), el arrecife Ningaloo en Australia Occidental (Meekan et al . 2006, Norman et al . Presentado) , Isla Darwin en Galápagos (Acuña-Marrero et al . 2014), Quintana Roo en México (de la Parra Venegas et al. 2011, Ramírez-Macías et al. 2012), provincia de Inhambane en Mozambique (Norman et al. Presentado) , Filipinas (Schleimer et al . 2015) y alrededor de Mahe en las Seychelles (Rowat et al . 2009, 2011; Brooks et al.. 2010). La evidencia de las capturas pesqueras indica que la costa india de Gujarat (Akhilesh et al . 2012), Taiwán (Hsu et al . 2012) y el sur de China (Li et al . 2012) también tenían grandes cantidades de tiburones ballena en las cercanías, al menos antes del inicio de pesquerías específicas en esos países, con capturas estimadas de hasta 1,000 individuos por año (Li et al . 2012).
En el Océano Índico, los datos de la flota de atuneros cerqueros han identificado que el Canal de Mozambique tiene una alta densidad de conjuntos asociados al Tiburón Ballena (Sequeira et al . 2012). En los océanos Atlántico y Pacífico, los avistamientos de tiburones ballena se correlacionaron con el esfuerzo (Harley et al . 2013, Sequeiraet al . 2014). La idoneidad del hábitat modelado fue más alta en el Atlántico oriental en el área frente a Gabón y los países circundantes (Sequeira et al . 2014), mientras que los mares Bismark y Solomon tienen avistamientos de tiburones ballena relativamente frecuentes dentro del Pacífico occidental y central (Harley et al . 2013) .
¿Por qué el Rhincodon typus está en peligro de extinción?
El tiburón ballena ( Rhincodon typus ), el pez vivo más grande del mundo, es una especie cosmopolita tropical y templada cálida. Los resultados genéticos indican que existen dos subpoblaciones principales, en el Océano Atlántico y el Indo-Pacífico, respectivamente.
La segregación pronunciada basada en el tamaño y el sexo está presente en la mayoría de las áreas costeras de alimentación conocidas de la especie, con sitios costeros típicamente dominados por tiburones machos juveniles. Los sitios de agregación más grandes conocidos para Whale Sharks albergan a cientos o miles de personas, según los recuentos y las estimaciones del modelo. Aunque los tiburones individuales son altamente móviles, muchos muestran un cierto grado de fidelidad en el sitio.
Las pesquerías dirigidas y las pesquerías de captura incidental significativas se han enfocado en áreas donde se producen altas densidades de tiburones ballena, lo que lleva a reducciones rápidas en las medidas de captura por unidad de esfuerzo (CPUE). Algunos sesgos hacia las agregaciones juveniles dominadas por el tiburón ballena están presentes en los datos de tendencias; en ausencia de información sobre otras etapas de la vida, se infiere que estas tendencias son representativas de la disminución del nivel de la población. Mientras que varias pesquerías comerciales para la especie cerraron durante los años 1990–2000, los productos de Tiburón Ballena siguen siendo valiosos y la especie todavía se captura comúnmente en algunos países. Las lesiones graves y la mortalidad inferida por la huelga de buques son una amenaza para varias agregaciones de importancia mundial, como lo es la captura incidental en las pesquerías netas, y el riesgo de una huelga de buques. En ausencia de acciones de conservación, es probable que la disminución continúe en el futuro.
Según los datos de recuento, las estimaciones de población modeladas y la disponibilidad de hábitat, se infiere que el 75% de la población mundial de tiburones ballena ocurre en el Indo-Pacífico y el 25% en el Atlántico. Una variedad de conjuntos de datos presentan disminuciones del 40-92%, inferiendo una disminución general del 63% en el Indo-Pacífico en los últimos 75 años (tres generaciones), lo que resulta en una evaluación de subpoblación de A2bd + 4bd en peligro de extinción. En el Atlántico, se considera que la disminución general de la población es menor a ≥30%, lo que resulta en una evaluación de subpoblación de Vulnerable A2b + 4b. Dado que la mayor parte de la población mundial ocurre en el Indo-Pacífico, se deduce que la disminución global general es ≥50%. A nivel mundial, el tiburón ballena se evalúa como A2bd + 4bd en peligro de extinción.
Las principales amenazas contemporáneas para los tiburones ballena incluyen las capturas pesqueras, la captura incidental en redes y los ataques de embarcaciones. Otras amenazas afectan al tiburón ballena a escala local o regional.
Los tiburones ballena se pescan actualmente en varios lugares. En el sur de China, la captura comercial a gran escala de tiburones ballena parece estar aumentando (Li et al . 2012). Aunque los tiburones ballena no son necesariamente objetivos, se capturan y retienen de forma rutinaria cuando se avistan (Li et al . 2012). Una pesquería oportunista a pequeña escala para los tiburones ballena también está presente en Omán (D. Robinson, comunicación personal).
Los tiburones ballena han sido atacados previamente en pesquerías a gran escala de India, Filipinas y Taiwán, con cientos de tiburones capturados anualmente en cada país hasta que se implementaron protecciones a nivel de especie (Rowat y Brooks 2012). Una pesquería dirigida más pequeña ocurrió en las Maldivas hasta que los Tiburones Ballena fueron protegidos en 1995 (Anderson y Ahmed 1993). La reducción de la subpoblación a mayor escala causada por estas pesquerías se planteó como un posible impulsor de la disminución de los avistamientos en Tailandia (Theberge y Dearden 2006) y Australia Occidental (Bradshaw et al . 2008). Se han documentado capturas ocasionales o capturas incidentales de tiburones ballena en muchos de sus estados de distribución, particularmente donde las redes de enmalle de malla grande son de uso común (Rowat y Brooks 2012).
El atún a menudo se asocia con los tiburones ballena, y las pesquerías de atuneros cerqueros a menudo usan los tiburones ballena como un indicador de la presencia del atún, incluso colocando redes alrededor de los tiburones (Capietto et al.2014 ). La mortalidad directa en las pesquerías de cerco parece ser generalmente baja, registrada como 0.91% (uno de 107) y 2.56% (uno de 38) de tiburones donde los observadores informaron el destino en los océanos Atlántico e Índico, respectivamente (Capietto et al. 2014). Sin embargo, las tasas de mortalidad estimadas en la pesquería de cerco del Pacífico Central Occidental fueron más altas: 12% para 2007-2009 y 5% en 2010. Esto se extrapola a una mortalidad total de 56 tiburones en 2009 y 19 en 2010 (Harley et al.. 2013). Los informes de los observadores sobre la condición de liberación de esta región entre 2010 y 2014 fueron generalmente consistentes, con 50 a 60% de los tiburones encerrados liberados vivos, 5 a 10% muriendo y 30 a 40% de estado desconocido (Clarke 2015). Suponiendo un resultado pobre para la última categoría, las mortalidades potenciales en 2014 varían de un mínimo de 11 a 42, con un mayor número posible dependiendo de la supervivencia a más largo plazo de los tiburones liberados vivos (Clarke 2015). Es probable que los datos disponibles sobre la cantidad de tiburones ballena capturados subestimen la captura total (Clarke 2015). La supervivencia a largo plazo de los tiburones ballena liberados de las redes no se ha examinado en esta etapa. Las prácticas comunes de liberación, como ser levantadas o remolcadas por el pedúnculo caudal, pueden causar estrés, lesiones y posiblemente la muerte de los tiburones.
Los carriles de envío, donde se ubican cerca de las áreas de alimentación de Tiburones Ballena, pueden crear un riesgo grave de choques con embarcaciones. Los tiburones ballena se alimentan rutinariamente en la superficie (Motta et al . 2010, Gleiss et al . 2013), y las lesiones de la hélice se registran comúnmente durante los programas de monitoreo (Rowat et al . 2006, Speed et al . 2008, Fox et al . 2013). Si bien los eventos de mortalidad rara vez se informan en la literatura científica contemporánea, a menudo se observaron en los vasos de movimiento más lento en el pasado (Gudger 1941). Es probable que los grandes barcos que se mueven rápidamente no se registren ni reporten impactos, y como los Tiburones Ballena se hundirán típicamente al morir, es poco probable que se documenten (Speed et al.. 2008). Las áreas donde los tiburones ballena parecen estar en riesgo particular incluyen los países del arrecife mesoamericano en el Caribe occidental (Graham 2007, com. Pers. R. de la Parra-Venegas) y los estados del Golfo (com. Pers. D. Robinson), donde Se observa una alta frecuencia de lesiones graves en la hélice durante el monitoreo.
El turismo inapropiado puede ser una amenaza indirecta para el Tiburón Ballena en algunas circunstancias (por ejemplo, por interferencia, hacinamiento o aprovisionamiento). Los eventos de contaminación marina que ocurren en los puntos críticos de Tiburón Ballena, como el derrame de petróleo de Deepwater Horizon en el Golfo de México en 2010 (Hoffmayer et al . 2005, McKinney et al.. 2012), puede resultar en mortalidad o desplazamiento de hábitats preferidos. Estas amenazas más locales, así como las posibles preocupaciones futuras como los impactos del cambio climático (Sequiera et al . 2014), deben ser monitoreadas de cerca.
Usos del Tiburón Ballena
Los tiburones ballena están sujetos a la captura incidental a gran y pequeña escala en la pesca, con cierto comercio nacional e internacional de productos. También son una especie focal para las industrias de turismo marino.
La única pesquería dirigida conocida para los tiburones ballena que existió en el Océano Atlántico se localizó en Santa Cruz, Cuba, donde se capturaron entre 8 y 9 tiburones cada año hasta que se prohibió la pesca en 1991 (Graham 2007). Aparte de Venezuela, donde los tiburones ballena fueron ocasionalmente arponados por pescadores (Romero et al . 2000), existen pocos otros registros de utilización o comercio de individuos de esta subpoblación.
Antes de 1985, había poca demanda de carne de tiburón ballena en Taiwán, con especímenes de varias toneladas que se vendían entre 200 y 300 dólares (Chen y Phipps 2002). No hubo una pesquería dedicada, aunque los tiburones ballena fueron capturados como captura incidental en pesquerías con redes de pesca (Chen et al . 1997). Se desarrolló una pesquería de carne durante la década de 1990, con capturas anuales estimadas en 272 individuos en 1996 a partir de capturas de red fija y de arpón (Chen et al . 1997). Es probable que las capturas totales sean más altas (Chen et al . 1997). El tiburón ballena se convirtió en la carne de tiburón más cara disponible en Taiwán en 1997, alcanzando precios de US $ 13,93 / kg (Chen et al . 1997). Un pequeño tiburón ballena de 2 t podría alcanzar US $ 14,000, con un tiburón más grande de 10 t vendiéndose por alrededor de US $ 70,000 en 1997 (Chenet al . 1997). Las capturas disminuyeron después de este pico, posiblemente debido al agotamiento del stock local, a 80–100 tiburones en todo el país cada año después de 1997 (Hsu et al.. 2012). Sin embargo, el volumen anual de carne de tiburón ballena se comercializó más del doble entre 1998 y 2000, a 60 t en 2000 (Chen y Phipps 2002). Las encuestas de mercado en 2001 indicaron que las estadísticas oficiales subestimaron la captura y que probablemente se importaron cantidades significativas de carne a través de canales no oficiales (Chen y Phipps 2002). Tras la introducción de códigos de exportación específicos para la carne de tiburón ballena en 2001, se registraron 2 toneladas de exportaciones (a España, valoradas en US $ 1,15 / kg) y no se registraron importaciones durante el año siguiente (Chen y Phipps 2002). Un total de 693 tiburones fueron capturados en Taiwán entre 2001 y 2008 (Hsu et al. 2012). Las cuotas totales de captura permitidas se redujeron constantemente hasta cero tiburones de 2001 a 2007 (Hsu et al.. 2012). También se observó un pequeño comercio internacional de tiburones ballena vivos en Taiwán (Chen y Phipps 2002), y también está presente en China continental (Li et al . 2012).
Antes de la protección del tiburón ballena en India (2001) y Filipinas (1998), la carne de tiburón ballena se exportaba de esos países a Taiwán (Chen y Phipps 2002). De 1990 a 1997, se capturaron 624–627 tiburones ballena en cuatro de los principales sitios de pesca en Filipinas (Alava et al . 2002). También se pensaba que la carne de tiburón ballena de China continental se exportaba ilegalmente al mercado taiwanés (Chen y Phipps 2002). Si bien el tiburón ballena actualmente no está dirigido a China continental, hay una gran captura incidental, que se estima en más de 1,000 individuos por año (Li et al.. 2012). El tiburón ballena se considera una captura de alto valor en esta pesquería, por lo que puede ser un objetivo activo en el futuro (Li et al . 2012). Aunque la especie está técnicamente protegida, las capturas no son monitoreadas y la aplicación es mínima (Li et al . 2012). Se ha informado una reducción en el tamaño medio de los desembarques, de 8,27 m antes de 2004 a 5,5 m de 2004 a 2007 y 6,3 m de 2008 a 2011 (Li et al . 2012). No está claro si esta aparente disminución en la longitud de captura media refleja una disminución en los desembarques de tiburones grandes.
En la década de 1990, las aletas de tiburón ballena se consideraban de bajo valor debido a la baja calidad y la dificultad de preparación (Chen y Phipps 2002). La demanda de aletas en el comercio era mínima, aunque a veces se vendían como aletas de exhibición o trofeos para restaurantes de sopa de aleta de tiburón (Chen y Phipps 2002). Encuestas más recientes han informado que las aletas de tiburón ballena ahora exigen precios altos, lo que probablemente resulte en una mayor focalización (Li et al . 2012). Las aletas de tiburón ballena se ven esporádicamente en los mercados de Hong Kong (G. Curtis, com. Pers.), Lo que indica que el comercio internacional de aletas de tiburón ballena todavía es probable. La fuente de estas aletas es desconocida. Se vio un tiburón vivo con una primera aleta dorsal recientemente retirada en las Maldivas (Riley et al.. 2009). El tiburón ballena también recibió aletas oportunistas en Indonesia en la década de 2000 (White y Cavanagh 2007).
La pesquería de tiburones ballena en la India fue revisada por Akhilesh et al . (2013) Una pesquería tradicional de arpones de temporada a pequeña escala en la India tomó a Whale Shark por su aceite de hígado, que se usaba para impermeabilizar barcos. A mediados de la década de 1990, el esfuerzo pesquero aumentó a lo largo de la costa de Gujarat para satisfacer la demanda de petróleo, carne y aletas de países de Europa y el sudeste asiático. Desde 1990 hasta 2001, cuando el Tiburón Ballena se protegió legalmente en aguas territoriales, hubo una pesquería comercial selectiva en Gujarat. Entre 1889 y 1998, 1.974 tiburones fueron registrados como desembarcados a través de la India. Todavía se produce alguna captura incidental después del cierre de esta pesquería, con 79 desembarques entre 2001 y 2011 (Akhilesh et al.. 2013).
Una pequeña pesquería oportunista está activa en Omán (D. Robinson, comunicación personal). La pesca de arpones y enredos a pequeña escala para los tiburones ballena se ha llevado a cabo en varios otros países, como Irán y Pakistán (Rowat y Brooks 2012). Los desembarques recientes en estas áreas son desconocidos. Los pescadores en las Maldivas solían tomar de 20 a 30 individuos por año por su petróleo, pero informaron una disminución de las capturas durante la década de 1980 a principios de la década de 1990 (Anderson y Ahmed 1993), y la pesca fue prohibida en 1995. La caza ocasional puede haber continuado después de la protección ( Riley et al.2009 ).
Las industrias turísticas basadas en la observación del tiburón ballena se han desarrollado en varios países o ubicaciones, como Australia, Belice, Cuba, Yibuti, Ecuador, Honduras, Indonesia, Maldivas, México, Mozambique, Omán, Panamá, Filipinas, Santa Elena, Arabia Saudita , Seychelles, Tanzania y Tailandia. Estos varían en tamaño entre un máximo de 24 turistas a la vez en Cuba (Graham 2007), a más de 250 operadores turísticos con licencia en Quintana Roo en México (Ziegler et al . 2012). El gasto directo para el turismo centrado en el tiburón ballena en el atolón South Ari en las Maldivas se estimó en US $ 9,4 millones en 2013 (Cagua et al.. 2014), mientras que los pagos por tours solo frente a Quintana Roo en México se estimaron en US $ 7 millones en 2013 (R. de la Parra Venegas, comunicación personal). En Australia Occidental, los turistas de tiburones ballena gastaron un estimado de AU $ 6 millones en la región de Ningaloo en 2006 (Catlin y Jones 2010). Desde entonces, el número de turistas se ha duplicado, de aproximadamente 10,000 a 20,000 por año, por lo que el gasto también habrá aumentado sustancialmente (B. Norman, datos no publicados). Graham (2007) proyectó que, a nivel mundial, el turismo de tiburones ballena probablemente valdría más de US $ 42 millones anuales. Aumentos rápidos en el número de participantes de la gira en algunos lugares clave, como en México (R. de la Parra Venegas, comunicación personal), Australia (D. Robb, comunicación personal) y Filipinas (Araujo et al.. 2014) indican que la industria está creciendo rápidamente en importancia económica.
Medidas de conservación del Rhincodon typus
El tiburón ballena ha sido incluido en una serie de convenios y acuerdos internacionales. La especie está incluida en el Anexo I (Especies altamente migratorias) de la Convención de las Naciones Unidas sobre el Derecho del Mar (CNUDM), que proporciona un marco para la conservación y gestión de la pesca y otros usos de los mares. Hasta la fecha, ninguna iniciativa de gestión promulgada a través de UNCLOS ha incluido al Tiburón Ballena. Bajo los auspicios de esta convención, el Acuerdo de las Naciones Unidas sobre las poblaciones de peces transzonales y altamente migratorios se introdujo en 1995, lo que tiene el potencial de tomar medidas directas en relación con especies como el tiburón ballena, aunque todavía no se ha propuesto ninguno (Rowat y Brooks 2012). También en 1995, la FAO finalizó un Código de Conducta para la Pesca Responsable, y luego, en 1998, el Plan de Acción Internacional para la Conservación y el Manejo de Tiburones (Rowat y Brooks 2012). Davidsonet al . (2015) señalaron que solo 22 Planes de acción nacionales se habían publicado en ese momento, lo que limita la efectividad de esta iniciativa.
El Tiburón Ballena fue incluido en el Apéndice II de la Convención de Bonn para la Conservación de Especies Migratorias de Animales Silvestres (CMS) en 1999. Esto lo identifica como una especie migratoria cuyo estado de conservación desfavorable se beneficiaría de la implementación de acuerdos de cooperación internacional. El CMS ha proporcionado un foro para el desarrollo de enfoques de conservación más directos con la adopción, en 2010, de un Memorando de entendimiento sobre las especies de tiburones migratorios incluidos en este acuerdo, incluido el tiburón ballena. A partir de febrero de 2016, había 40 signatarios de este memorando, cuyo objetivo es mejorar el conocimiento científico, garantizar la sostenibilidad de la pesca, proteger los hábitats críticos, los corredores de movimiento y las etapas de vida de los tiburones, al tiempo que aumenta la participación pública y la cooperación nacional, regional e internacional hacia estos objetivos.
El Tiburón Ballena fue incluido en el Apéndice II de la Convención sobre Comercio Internacional de Especies en Peligro de Extinción (CITES) en 2002. Esto requiere que los estados pesqueros demuestren que cualquier exportación se derivó de una población gestionada de manera sostenible, lo que permite monitorear las exportaciones e importaciones a través de un sistema de permisos. . La presencia continua de aletas de tiburón ballena en los mercados de Hong Kong, un importante punto de tránsito internacional, a pesar de que no hay registros en la Base de datos de comercio de vida silvestre CITES (http://trade.cites.org) sugiere que se está produciendo comercio ilegal fuera del sistema de permisos CITES. Ninguna de las pesquerías de tiburones ballena ha sido certificada como sostenible bajo las regulaciones del Apéndice II de CITES. Identificar la fuente de estas aletas y hacer cumplir las reglamentaciones de la CITES debería ser un objetivo clave para los gerentes.
Existen medidas de gestión a nivel nacional o territorial para el tiburón ballena, a través de prohibiciones de pesca de tiburones o protección de especies específicas, en Samoa Americana, Australia, Bahamas, Belice, Camboya, el archipiélago de Chagos (Reino Unido), China, Congo-Brazzaville, Islas Cook , Costa Rica, Yibuti, República Dominicana, Ecuador, Egipto, El Salvador, Polinesia Francesa, Guatemala, Guadalupe, Guyana, Honduras, Indonesia, India, Kuwait, Maldivas, Malasia, Islas Marshall, México, Myanmar, Nueva Caledonia, Nueva Zelanda, Nicaragua, Palau, Panamá, Filipinas, Qatar, Reunión, Arabia Saudita, Seychelles, Sudáfrica, Isla Santa Elena (Reino Unido), Taiwán, Tailandia, Tokelau, Emiratos Árabes Unidos y EE. UU. La protección legislativa a nivel de especie es un objetivo de conservación importante en los países donde todavía se captura el tiburón ballena, ya sea como objetivo o captura incidental, como China, Mozambique, Omán,
Si bien muchas de las pesquerías comerciales más grandes para Tiburones Ballena han cesado, principalmente debido a las rápidas reducciones de captura, aún se requiere la gestión de la pesca y el comercio. La pesca activa en aguas chinas es casi seguramente insostenible (Li et al . 2012). Es probable que esta pesquería nacional sea la mayor amenaza directa para la recuperación del tiburón ballena en el Indo-Pacífico. La aplicación de las leyes existentes para la protección del tiburón ballena y los programas de educación y sensibilización para los pescadores serán un componente importante de la gestión allí.
Los hábitats clave para los tiburones ballena, en forma de lugares de alimentación costeros o corredores de movimiento, están protegidos en Australia (Arrecife Ningaloo), Belice (Gladden Spit), Costa Rica (Isla Cocos), Ecuador (Islas Galápagos), México (Yum-Balam Reserva de la Biosfera), Panamá (Isla Coiba) y el Reino Unido (Isla Santa Elena). La protección del sitio es necesaria en algunas áreas donde hay altas densidades de tiburones ballena, ya que las presiones antropogénicas en estos sitios podrían tener un impacto desproporcionado en la disminución de la subpoblación. Áreas de agregación importantes para los tiburones ballena en México (de la Parra Venegas et al . 2011), Mozambique (Haskell et al . 2015) y Qatar (Robinson et al.. 2013) son ejemplos. Donde los tiburones ballena se alimentan rutinariamente en la superficie, como en las costas de Quintana Roo en México (Motta et al . 2010, de la Parra Venegas et al . 2011), estas áreas también deben ser manejadas para reducir los ataques de embarcaciones en las rutas marítimas cercanas. Esto podría implicar ‘zonas de marcha lenta’ estacionales o mover estas rutas para evitar las agregaciones de tiburones. La protección de los fenómenos biológicos específicos que influyen en la presencia del tiburón ballena en muchos sitios de agregación, como los eventos de desove de peces (Heyman et al . 2001, de la Parra Venegas et al . 2011, Robinson et al . 2013), también ayudaría a salvaguardar estos hábitats
Las organizaciones regionales de gestión de la pesca (OROP) han prohibido la instalación intencional de redes de cerco alrededor del tiburón ballena en el Pacífico oriental, el Pacífico central occidental (PCO) y los océanos Índico, aunque todavía no en el Océano Atlántico (Capietto et al.2014 ). Sin embargo, una gran proporción de tiburones ballena enredados (73% en WCP; SPC-OFP 2012) no fueron vistos antes de desplegar las redes. Por lo tanto, la educación y la regulación de los pescadores sobre las prácticas de liberación segura deberían ser un objetivo clave de gestión. La Comisión Interamericana del Atún Tropical y la Comisión del Atún del Océano Índico requieren que se sigan las mejores prácticas para la liberación segura de los tiburones ballena cuando se rodean accidentalmente (Capietto et al.. 2014), y miembros de la Comisión de Pesca del Pacífico Central y Occidental aprobaron pautas similares en 2015. Todas las OROP deberían prohibir la instalación deliberada de redes alrededor de Tiburones Ballena y exigir que los Tiburones Ballena se liberen de forma segura cuando se capturen accidentalmente (es decir, utilizando recomendaciones siguiendo a Poisson et al . (2014) y el resumen de directrices de Clarke 2015). Las iniciativas de educación y capacitación de Fisher serían útiles para facilitar la implementación.
El turismo del tiburón ballena se gestiona a través de la legislación en Australia, Belice, Ecuador, México y la isla de Santa Elena (Reino Unido). Al momento de escribir este artículo, el turismo de tiburones ballena no era legal en Qatar, donde las agregaciones de tiburones ballena ocurren en un campo petrolero restringido (Robinson et al. 2013). Existen códigos de conducta voluntarios en muchos otros lugares turísticos. Dado que el turismo puede aumentar el riesgo de choques con botes, debido a la proximidad de botes y tiburones, imponer distancias mínimas de aproximación para los buques puede ayudar a reducir el estrés de los tiburones (Pierce et al . 2010) y reducir la probabilidad de choques con botes. Del mismo modo, la aplicación de códigos de práctica generales para las industrias turísticas ayudará a garantizar su sostenibilidad.
En algunas áreas, como China, India, Mozambique, Taiwán y Tanzania, la proximidad de las áreas de alimentación de tiburones ballena o los corredores de movimiento con pesquerías netas conduce a la captura incidental accidental. Las restricciones sobre el tamaño de la malla, la longitud de la red y los lugares de pesca pueden ayudar a evitar la captura de tiburones ballena. La capacitación en la liberación segura o la provisión de tecnologías de reducción de captura incidental (puntos débiles deliberados en redes u otras formas de evitar enredos) podría ayudar a reducir la probabilidad de lesiones o mortalidad de tiburones cuando ocurren interacciones.