Species  that  are  vulnerable  because  of  their  life‐history

Species can be vulnerable because of particular life‐history characteristics (Hutchings,  2002; Gislason et al., 2009) or ecology. According to Garcia et al., 2008, species can be  vulnerable to fishing pressure because of life‐history characteristics such as are, for  example, species with low productivity, i.e., low fecundity, slow growth rates, late  sexual maturity and long interbirth interval, are less able to compensate for increased  mortality and are therefore more vulnerable to depletion (MacArthur and Wilson,  1967). Long lived late maturing species will be adapted to a low natural mortality and  even rather modest levels of fishing mortality can cause population decline. Sharks,  rays and chimaeras as a group have life‐history traits that make them particularly  vulnerable to fishing (see Figure 8.5.1.1). 

Figure 8.5.1.1. Fextinct (the fishing mortality needed to drive a species to extinction) for sharks, rays  and chimaeras (class Chondrichthyes) of the three main marine habitats. Bold line, median; box,  interquartile range; whiskers, range (excluding outliers) and open circles, outliers. From Garcia et  al., 2008. 

8.5.1.1 Specific approaches for identifying species vulnerable because of particular life history or ecology

Identifying species which are vulnerable because of particular life history or ecology  can be difficult because most candidate species are not well studied. However, basic  life‐history information can contribute to estimating sustainable mortality rates for  many marine species. Several approaches to identifying vulnerable species in situa‐

tions of poor data availability are conceivable. The approaches suggested here use  various strategies to derive an estimate for a reference point for fishing mortality  from basic life‐history information. Depending on the method, the reference point  may be a limit for F, a bound on a target for F, or a surrogate for F^pa. Species where  the estimates are comparatively low are considered vulnerable. Knowing the actual  fishing mortality of these species would be of particular interest. 

a ) An approach previously suggested in the literature is to estimate  the natural mortality M for a species, and use that as a maximum  bound on an allowable incidental F; the F=M strategy (see Clark,  1991 and references therein). If it is possible to age individuals of  a species, then samples from fisheries or surveys can be used to  get an estimate of maximum age (MaxAge) for the species in the  area.   If the fisheries of concern have been operating for many  years, historical samples or literature values from a period when  the population was not heavily exploited should be strongly pre‐

ferred. 

Two different lines of reasoning have been used to support an F=M strat‐

egy as appropriate to relatively long‐lives and late‐maturing species.  The  first rationale is just the logic that doubling mortality on a long‐lived spe‐

cies (if F=M then Z=2M) might be near the limit of the ability of a low  productivity species to compensate for increased mortality through in‐

creasing productivity. The other rationale is that many long life species  that have been targeted in fisheries have undergone major declines in  abundance when F exceeded M (Musick, 1999; Heifetz et al., 2007; Love et  al., 2005). For additional discussion and references, including approaches  for estimating M, see Clark, 1991 and García et al., 2008. 

b ) The approach outlined under a) has been extended and imple‐

mented by WGECO (Appendix 8.7). Estimates of MaxAge are ob‐

tained indirectly form estimates of the von Bertalanffy parameters  K and Linf and an estimate for the age of initial capture in fisheries  of concern. Assuming the latter age is older than the period of  high larval and juvenile mortality, such that M can be assumed to  be constant between the age‐of‐recruitment and MaxAge, the  method provides an estimate of M. Estimates of sustainable fish‐

ing mortality are derived and compared with estimates of actual  fishing mortality. By comparing sustainable fishing  mortality  with actual fishing mortality, a measure of fishing pressure is de‐

rived. This measure is demonstrated to correlate well with the  rate of population decline determined from survey time‐series. 

Details are described in Appendix 8.7. 

c ) In an approach suggested by Myers and Mertz, 1998 and Garcia et  al., 2008 Fextinct is defined as the average fishing mortality needed  to drive a species to extinction. For deep‐water chondrichthyan  species the F^extinct was estimated to be 38–58% of that estimated for  oceanic and continental shelf species, respectively by Garcia et al.,  2008. Following Myers and Mertz (1998), Fextinct can be calculated  iteratively  from  the  following  equation: 

where  ᾷ is the annual reproductive rate corrected by embryonic  sex ratio; a^mat is the age at maturation; a^sel is the age at which fish  enter the fishery; and M is natural mortality. When asel is set equal  to 1 F‐extinct is equivalent to the maximum intrinsic rate of popu‐

lation increase (r^max), which is a standard measurement of popula‐

tion productivity and extinction risk (Dulvy et al., 2005). We  suggest that WGQAF might use this approach to estimate Fextinct  for species as this will be useful for assessing the vulnerability of  the stocks to present level of fishing mortality. 

d ) Yet another approach, with similarly low data requirements, de‐

rives from the observation that F^lim or F^pa are often positively cor‐

related with a stock’s non‐fishing biomass B⁰ (the biomass it  would have in the absence of fishing pressure), Figure 8.5.2.1. It is  currently unclear if this correlation is mainly as a result of al‐

lometric scaling relations or mainly because of variations of popu‐

lation growth rates within L^max size classes. In the latter case,  estimates of F^lim or F^pa for non‐assessed species could be obtained  by interpolating established values of Flim for well‐studied species. 

This would imply that species with low biomass are particularly  vulnerable to fishing mortality. 

0 500 1000 1500 2000

II & III (Barents Sea and the Norwegian Sea)

0 100 200 300 400 500

Va (Iceland)

0 5 10 15 20

VIIa (Irish Sea)

cod

Figure 8.5.2.1. Assessment results for Flim or Fpa (annual mortalities) in relation to the zero‐catch  biomass B0 for specific ICES regions as reported by ICES 2008. The correlations exhibited in the  graphs could help identifying precautionary limits for non‐assessed species. (*) Fpa for Icelandic  Cod estimated as 2Fmsy.