AMP fishery-effects traduction

Effets des réserves marines
sur les activités de pêche
Fiona R. Gell et Callum M. Roberts
1. Résumé
Les réserves marines, zones interdites de façon permanente à tous types de pêches, sont fréquemment
présentées comme un outil de gestion des pêcheries. Les effets attendus de ces mesures de protection
visent l’accroissement de la taille des stocks de reproducteurs, de la taille moyenne des individus, et de la
capacité de reproduction des espèces exploitées. Les réserves sont sensées augmenter les captures
grâce à l’exportation des progénitures, des excédents en juvéniles et des adultes depuis les réserves vers
les zones de pêches. La préservation des stocks et la restauration de populations avec des structures
d’âges élargies sont deux aspects mis en avant pour palier aux variabilités de l’environnement et à
l’absence ou aux erreurs de gestion. Les modèles tendent à montrer que les réserves devraient réduire la
variabilité interannuelle des captures, et autoriseraient une plus grande simplicité de gestion et
d’application des réglementations. Les réserves devraient aussi assurer la restauration des habitats,
notamment après les perturbations occasionnées par les engins de pêche, et ainsi améliorer les
rendements des pêcheries.
De nombreux travaux scientifiques conduits in situ confirment plusieurs de ces hypothèses. Les
réserves, à l’échelle mondiale, favorisent l’augmentation de l’abondance, de la taille, de la biomasse et de
la production d’œufs chez les espèces exploitées. Les valeurs augmentent souvent plusieurs fois, parfois
avec un degré d’amplitude de 1 ou plus. La reconstitution des populations est en général assez rapide
avec des effets mesurables après 2 à 3 ans de protection. Les améliorations mises en évidence ont
tendance à se maintenir sur des périodes longues, en particulier pour les espèces à durée de vie longue
et pour la restauration des habitats. De nombreuses espèces appartenant à des taxons d’importance
économique (poissons, crustacés, mollusques et échinodermes) ont profité des mesures de protection de
type réserves.
Suite à ces résultats, de nombreux pays et Etats ont pris des initiatives visant à établir des
réseaux de réserves marines. Cependant, ces outils de gestion particuliers font l’objet de controverses
chez les pêcheurs professionnels et dans le milieu de la pêche industrielle, qui prétendent que les
bénéfices de ces mesures pour la pêche restent non prouvés. Au cours des trois dernières années, le
nombre de cas relatant les effets bénéfiques des réserves sur les pêcheries n’a cessé d’augmenter. Dans
ce rapport, nous analysons de façon critique ces nombreuses évidences, sur la base d’études menées sur
l’établissement de réserves et la mise en place de périodes de fermetures à la pêche. Les gestionnaires
ont souvent décidé de périodes de fermeture et de zones d’interdiction de pêche temporaire, pour
protéger une ou plusieurs espèces ou pour réduire l’impact d’engins de capture spécifiques. Ces mesures
ont été prises pour aider les stocks épuisés à se reconstituer, réduire les conflits liés à l’utilisation de
certains engins, protéger des stades et cycles de développement vulnérables chez certaines espèces
exploitées ou protéger des habitats sensibles contre les engins de pêche destructeurs. Les secteurs ayant
bénéficié de ces mesures peuvent apporter beaucoup de réponses sur les effets potentiels des réserves
marines.
Les bénéfices procurés par les réserves et la fermeture de zones de pêche augmentent
rapidement, dans les cinq ans après leur création dans la plupart des cas. L’image la plus convaincante
de l’effet des réserves sur les pêcheries est le changement des pratiques de pêche observé. Dans la
plupart des secteurs où les zones de réserves et d’interdiction de pêche sont respectées, les pêcheurs ont
tendance à recentrer leurs activités sur les zones frontières. "Fishing-the-line", c’est à dire “pécher à la
frontière/aux limites”, permet aux pêcheurs de bénéficier de l’excédent des animaux des réserves qui
migrent vers les zones de pêche. Plusieurs cas de migration très documentés ont été mis en évidence
pour plus d’une douzaine de pays et pour de nombreuses espèces. Cela revient, d’un point de vue plus
technique, à détecter l’impact de l’exportation des progénitures par les courants océaniques sur
l’amélioration des pêcheries. Les réserves actuelles sont plutôt de petite taille, rendant difficile la détection
d’une augmentation du recrutement sur les zones de pêche à une échelle régionale. Cependant, il existe
aujourd’hui plusieurs études confirmant le transport des larves et des œufs à l’extérieur des réserves,
notamment les résultats obtenus sur les rendements de la pêche aux pétoncles du "banc Georges" et aux
palourdes aux Fidji. Les réserves créées sur des surfaces restreintes ont amélioré les bénéfices locaux de
façon efficace et régulière. Toutefois, il semblerait que l’amélioration des pêcheries régionales nécessite
un réseau de réserves plus étendu. Certains des succès les plus criants sont observés sur des secteurs
dans lesquels 10 à 35% des zones de pêche ont été protégées. Dans plusieurs cas, les résultats montrent
que les rendements obtenus suite à la création de réserves ont atteint des niveaux plus élevés qu’avant la
mise en protection, malgré la réduction de la surface totale des zones de pêche. Dans d’autres exemples,
des réserves de petites surfaces ont permis une stabilisation des prises dans des zones d’exploitation
intensive et parfois la réduction des taux de déclin des stocks.
Nous décrivons des expériences qui prouvent que le succès des réserves marines n’est pas lié au
type d’habitat, à la localisation géographique, au type de pêcherie impliqué ou au niveau de sophistication
technologique des outils de gestion. Les bénéfices des réserves ne sont pas seulement restreints aux
habitats comme les récifs coralliens ou aux pêcheries artisanales, comme certaines critiques le disent.
Les bénéfices pour la pêche ont été démontrés dans des zones tropicales, tempérés ou froides, et pour
de nombreux habitats, dont les récifs coralliens, les massifs rocheux, les forêts de Kelp, les herbiers,
mangroves, estuaires, fonds sédimentaires, plateaux continentaux ou zones profondes.
L’efficacité des réserves marines et des périodes de fermeture à la pêche a été démontrée pour la pêche
récréative, les pêches artisanales (comme celles pratiquées dans les récifs coralliens), avec des résultats
sur les pêcheries côtières à petite échelle (visant des espèces comme les langoustes), jusqu’aux
pêcheries de dimension industrielle (pour les poissons plats ou les pétoncles). Ces systèmes ont été mis
en place accompagnés d’un large spectre d’outils de gestion sophistiqués et communs à tous les
programmes, de la police locale assurée par des pêcheurs assermentés (avec des patrouilles de
surveillance) jusqu’à la gestion assistée par satellite pour les activités de pêche au large.
Nous avons aujourd’hui des éléments solides montrant qu’avec l’assistance des communautés
locales, les réserves marines offrent un outil de gestion extrêmement efficace. Cependant, les réserves
seules apparaissent rarement comme l’outil de gestion adéquat, bien que nous décrivions des exemples
où les réserves ont été mises en place en l’absence de tout autre mesure. Les réserves seront d’autant
plus efficaces qu’elles seront mises en place accompagnées d’une limitation de l’effort de pêche, établies
pour protéger les espèces exploitées ainsi que leurs habitats.
2. Introduction
Les réserves marines sont des secteurs marins interdits de façon permanente à toute forme de pêche.
Elles ont attiré l’attention des environnementalistes œuvrant pour la protection de l’environnement et les
administrateurs des pêches dès la moitié des années 1980, quand les premières études relatives à leurs
effets ont commencé à être publiées. Ces études montraient que la protection vis-à-vis de la pêche
pouvait entraîner des changements rapides et spectaculaires dans les populations et les habitats des
réserves. Au fur et mesure que l’intérêt pour les réserves s’est développé, le nombre de publications
mettant en évidence leurs effets positifs n’a fait qu’augmenter, avec de nouveaux articles presque chaque
mois (PDT 1990, Roberts and Polunin 1991, 1993a, Dugan and Davis 1993, Rowley 1994, Bohnsack
1996, 1998, Attwood et al. 1997, Guenette et al. 1998, Murray et al. 1999, Jennings 2000, Crowder et al.
2000, Mosquera et al. 2000, Palumbi 2001, Halpern and Warner 2002, Russ 2002, Polunin 2002, Roberts
in press). Le nombre d’ouvrages, de rapports et d’évaluations nationales les concernant ont suivi la même
tendance (e.g. Ballantine 1991, MRTG 1997, Yoklavich 1998, Fujita et al. 1998, Roberts and Hawkins
2000, NRC 2001, Birkeland and Friedlander 2001, pour n’en nommer que quelques uns).
Des publications antérieures présentent des signes incontestables de l’efficacité des réserves
marines comme outils de gestion. Dans le monde entier, ces outils ont eu des effets remarquablement
constants. Les interdictions de pêche entraînent une reconstitution rapide de la biomasse et de
l’abondance des populations d’espèces exploitées, avec une augmentation de la taille moyenne et un
élargissement de la structure d’âges des populations. La diversité spécifique augmente également et la
restauration de l’habitat est favorisée en l’absence de perturbations liées à la pêche. Des assemblages
d’espèces et des habitats différents de ceux observés dans les zones exploitées sont mis en évidence
(voir les exemples de Roberts and Hawkins 2000, NRC 2001, Halpern and Warner 2002, Halpern 2003).
Les bénéfices prédictibles des réserves sur les pêcheries adjacentes dépendent des zones
protégeant les stocks de reproducteurs et les stades de développement vulnérables. Globalement, les
mesures de protection limitant ou interdisant la pêche permettent aux espèces exploitées de vivre plus
longtemps, d’atteindre des tailles plus grandes et de constituer des populations plus denses, paramètres
qui augmentent les capacités de reproduction des individus adultes. Comme la plupart des espèces
marines exploitées produisent des œufs ou des stades larvaires pélagiques (Palumbi 2001, Shanks et al.
2003), les progénitures des animaux protégés peuvent être dispersées à grande échelle depuis les
réserves et réapprovisionner les zones de pêche. Avec la reconstitution des stocks dans les réserves, il
est fort probable que les juvéniles et les adultes migrent vers les zones de pêche, c’est à dire une
migration des excédents (Bohnsack 1998). En termes de gestion, les réserves semblent plus simple et
plus facile à mettre en œuvre pour des systèmes complexes de pêcheries multispécifiques que pour des
pêcheries monospécifiques (PDT 1990). Les modèles prévoient que les populations présentes à l’intérieur
des réserves constitueront une garantie face aux échecs de gestion dans les zones de pêche
environnantes (Lauck et al. 1998), et que les réserves réduiront les variabilités interannuelles des
captures, permettant une gestion plus facile et assurant des revenus mieux prévisibles aux pêcheurs
(Sladek Nowlis and Roberts 1999). Etant donné le déclin de nombreuses pêcheries à l’échelle mondiale,
et l’incapacité apparente des mesures de gestion actuelles à empêcher ce déclin (Roberts 1997, 2000a,
NRC 1999), un intérêt grandissant a été porté aux réserves et à leurs bénéfices pour améliorer la gestion
des pêches.
Les signes de succès des réserves marines ont intensifié les efforts de création de réserves à
l’échelle mondiale. Les Philippines ont plus de 40 réserves très bien protégées et des centaines ont été
mises en place depuis dans ce secteur (Pajaro et al. 1999). L’état de Victoria en Australie dénombrait 13
réserves marines représentant 5,3% des eaux territoriales en 2002 (http://www.nre.vic.gov.au/). En 1998,
les îles Galapagos d’Equateur ont été classées parc marin, représentant une zone de 133,000km², soit
80% des eaux côtières ayant désormais un statut de réserve marine interdite à la pêche
(http://www.darwinfoundation.org/marine/zoning.html). Aux Etats Unis, deux experts du National Research
Council ont recommandé l’utilisation des réserves marines pour protéger les espèces, les habitats et
soutenir les pêcheries (NRC 1999, 2001). Le Président Clinton a publié un Ordre Exécutif en mai 2000
ordonnant à son gouvernement de commencer à développer un système national d’aires marines
protégées, parmi lesquelles une part significative serait interdite à toutes formes de pêches (NRC 2001).
L’état de Californie élabore en ce moment une procédure pour la création d’un réseau de réserves
marines dans les eaux territoriales.
A mesure que les efforts pour la création des réserves s’accélèrent, les demandes pour une
analyse minutieuse de leur efficacité réelle vis-à-vis de la pêche s’intensifient. Les projets de mise en
place de réserves marines finissent souvent par aboutir, et ce malgré l’hostilité des communautés de
pêcheurs. En effet, l’opposition des pêcheurs est un des principaux freins à la création des réserves. Ils
émettent souvent des retenues vis à vis des aires marines protégées, qu’ils perçoivent plus comme un
outil leur retirant une partie des ressources exploitables plutôt que contribuant à la restauration des
stocks. Ces impressions négatives sont motivées par une longue expérience de renforcement des
réglementations ayant échouées dans leurs objectifs de stopper le déclin des pêcheries. Les pêcheurs ne
sont pas convaincus que les réserves puissent être différentes. Les professionnels sceptiques demandent
des résultats concrets montrant les bénéfices que les réserves peuvent procurer à la pêche, avant
d’accepter ces outils, tandis que d’autres montrent des hostilités directes envers les réserves. Aux Etats
Unis par exemple, les groupes de pêche récréative sont des adversaires déterminés des réserves et
soutiennent une requête qui devrait être examinée par le Congrès, le “Freedom to Fish Act” (l’acte de
"Liberté de pêcher"), qui devrait limiter largement la marche de manœuvre des organismes chargés de
protéger certains secteurs en interdisant la pêche (http://www.freedomtofish.org/f2f/f2f_act/#house).
Récemment, de nouveaux résultats sur l’efficacité des réserves sur les pêcheries ont été publiés,
soutenant cette synthèse. Nous rassemblons ces résultats et focalisons nos analyses autour d’une série
de questions relatives aux performances des réserves, régulièrement posées par les pêcheurs et les
gestionnaires. Nous complétons cette synthèse par une série d’exemples documentant les effets des
réserves partout dans le monde. Les lecteurs souhaitant un niveau de détail plus élevé devraient s’y
référer. En préparant cette étude, de nombreux chercheurs ont généreusement partagé leurs plus récents
résultats avec nous. Nous mettons en évidence que les cas de réserves améliorant les pêcheries ont
augmenté au cours des 2/3 dernières années et que par conséquent, les pêcheurs et les gestionnaires
peuvent concevoir la mise en place des réserves avec une plus grande confiance. Les meneurs de projets
visant la création de réserves peuvent s’appuyer sur les expériences antérieures. Ces expériences
démontrent que les réserves peuvent fonctionner efficacement pour un large spectre de conditions
environnementales et socio-économiques.
Nous mettons en évidence les facteurs qui régissent le succès des réserves, à partir d’études qui
couvrent une gamme d’habitats divers et un spectre de taille allant du très petit au très grand, et relatives
aux pêches artisanales, récréatives, à petite échelle ou de dimension industrielle.
3. Arguments soutenant la reconstitution des stocks de reproducteurs dans les réserves marines
L’effet des réserves le plus fréquemment rapporté est l’accroissement des stocks de reproducteurs chez
les espèces exploitées. Cet aspect a été détaillé et passé en revue de nombreuses fois (voir introduction).
Une étude de Halpern (2003) a montré que sur 89 études de réserves qui ont été au moins partiellement
fermées à la pêche, 63% ont favorisé l’augmentation de l’abondance des espèces protégées, 80% leur
taille moyenne, 90% la biomasse et 59% la biodiversité (nombre d’espèces par unité de secteur
échantillonné). En moyenne, l’abondance a été doublée et la biomasse multipliée par trois. Les animaux
protégés étaient un tiers plus gros et la diversité a augmenté d’un tiers. L'importance de ces différents
degrés d’évolution était indépendante de la taille des réserves. Par rapport aux mesures globales de
protection, les petites réserves ont été aussi efficaces que les grandes.
L’étude réalisée par Halpern (2003) a cependant des limites importantes qui sous-estiment
globalement les performances des réserves bien protégées sur le long terme. Des rassemblements
d’espèces, effectués pour des raisons statistiques, cachent certaines des réponses les plus importantes
liées à la protection. L’efficacité des réserves diffère selon le mode de gestion appliqué et les données
scientifiques acquises dans les réserves peu surveillées tendent à minimiser les mesures de performance
lorsque toutes les études sont rassemblées. Par exemple, Paddack et Estes (2000) ont montré que les
densités de poissons dans les forêts de kelp de plusieurs réserves de petites tailles en Californie était
supérieures de 12 à 35% seulement par rapport aux zones non protégées, dans lesquelles la
réglementation avait été assez peu respectée (Murray 1998). Halpern (2003) a également évalué des
zones interdites à certains types de pêche (mais pas toute la pêche) au même titre que des zones
totalement protégées. Les durées d’application des mesures de protection étaient également assez
courtes, dans son échantillon de réserves, la plupart des projets ayant bénéficié de moins de cinq ans de
protection.
Un deuxième axe de cette étude montre que les changements rapportés par Halpern sont sousestimés par rapport aux potentialités qu’offrent des réserves bien contrôlées. Des études comparant des
secteurs sujets à des intensités de pêches différentes montrent souvent des différences importantes entre
les abondances, biomasses et tailles des espèces exploitées. Par exemple, Hawkins et Roberts (2000)
ont évalué les différences de biomasse en poissons prédateurs récifaux entre des îles de la caraïbe
subissant une pression de pêche importante et une pression faible. Plus de 54% de la biomasse des
assemblages de poissons dans les îles hawaïennes du Nord-Ouest, excentrées et peu pêchées, étaient
constitués de prédateurs de bout de chaîne, alors qu’ils représentaient moins de 3% dans les îles
principales où les ressources sont largement exploitées (Friedlander and DeMartini 2002).
Il est possible d’avoir une meilleure idée des performances potentielles des réserves en
s’intéressant aux études réalisées sur le long terme, et dans des réserves contrôlées où la réglementation
est respectée. De telles réserves montrent souvent un accroissement significatif en abondance et
biomasse chez les adultes des espèces cibles pour la pêche. La réserve marine de Leigh en Nouvelle
Zélande a été interdite à la pêche en 1977 (Walls 1998). A la fin des années 1990, les densités des
individus de taille capturable par la pêche pour la dorade, Pagrus auratus, avaient atteint des valeurs 5,8
à 8,7 fois plus importantes dans la réserve en comparaison des zones de pêche adjacentes (Babcock et
al. 1999). La réserve de Leigh a aussi favorisé l’augmentation de biomasse et de taille des langoustes,
Janus edwardsii, dont les populations avaient atteint des densités environ 5 fois plus importantes que
dans les zones de pêche (Kelly et al. 2000). Une analyse plus globale des réserves de Nouvelle Zélande
a conclu que, dans les sites de plus de 10m de profondeur, les taux de croissance annuels de la
biomasse de langouste étaient de 10,9%, 9,5% pour l’abondance et 9,1% pour la production d’œufs (Kelly
et al. 2000).
Russ et Alcala (1996a) ont rapporté que les densités relatives aux populations de poissons
prédateurs de grande taille dans les récifs avaient été multipliées par 7 après 11 ans de protection dans la
réserve d’Apo aux Philippines. L'Afrique du Sud possède certaines des plus grandes réserves marines
établies au monde. Dans la réserve de Tsitsikamma (créée en 1964), des comptages visuels réalisés en
plongée sous-marine ont donné des densités de Chrysoblephus laticeps (sparidae) 42 fois plus
importantes dans la zone protégée que dans les zones de pêche voisines (Buxton and Smale 1989). Les
prises par unité d’effort (PUE) du poisson Petrus rupestris (sparidae) étaient 3000 fois plus importantes
dans la réserve que dans les zones de pêche (Brouwer 2000), bien que cette différence extrême puisse
être une combinaison entre une différence réelle de densité et une plus grande proportion de poissons
moins craintifs et plus facilement capturables dans la réserve (Davidson 2001).
Dans les Keys en Floride, les densités de sardes queue jaune, Ocyurus chrysurus, ont augmenté
de 15 dans la zone de protection totale Sanctuary Preservation Areas entre 1997 et 2001 (Bohnsack and
Ault 2002). Des résultats similaires ont été obtenus, en terme de réponse et d’amplitude, dans les
réserves de Sainte Lucie (Gell et al. in prep. a).
Francour (1991) a montré que la biomasse moyenne et les densités de onze espèces de poissons
de zones rocheuses étaient cinq fois plus grandes dans les zones de cantonnement de pêche que dans
les sites pêchés, après treize ans de protection de la réserve naturelle de Scandola en Corse. Dans les
zones d’herbier, certaines espèces étaient plus abondantes, mais les différences entre zone de
cantonnement et zones de pêche n’étaient pas aussi importantes.
Dans la réserve marine de Cerbère/Banyuls-sur-Mer en France, où la chasse sous-marine est
totalement interdite, les densités de deux espèces cibles de la chasse, le bar Dicentrarchus labrax et la
brème Sparus aurata, étaient significativement plus importantes dans la réserve qu’à l’extérieur (Jouvenel
and Pollard 2001). D. labrax était environ six fois plus abondant et la taille moyenne était environ 80%
plus grande dans la zone protégée (21,2 cm contre 38,1 cm). S. aurata était 13,6 fois plus abondant dans
la zone protégée mais la taille moyenne n’était pas significativement différente. Les auteurs attribuent ces
différences à la protection, mais soulignent la possibilité d’un changement de comportement des poissons
entre la zone protégée et la zone pêchée.
Goñi et al. (2001a) ont trouvé que, lors de pêches expérimentales de langoustes dans la réserve
marine des îles Columbretes en Espagne, les CPUE étaient 6 à 58 fois plus importantes que dans les
sites de pêches alentours.
En Tasmanie, Edgar and Barrett (1999) ont mis en relation l’efficacité de trois réserves marines
avec leurs tailles respectives. La réserve la plus efficace était la réserve de l’île Maria, dans laquelle les
poissons étaient devenus plus communs (six fois plus) en six ans de protection. La densité de l’espèce
Latridopsis forsteri a été multipliée par deux après six ans, à l’intérieur de la réserve, alors que l’espèce
est absente en dehors de la zone protégée.
L’augmentation de l’abondance ou de la biomasse dans les réserves sous-évalue les gains en
terme de rendement de reproduction, parce que les animaux dans les réserves sont de plus grande taille
que dans les zones pêchées, et que les femelles de grande taille produisent plus d’œufs par unité de
poids corporel que des femelles plus petites (PDT 1990). Après cinq ans d’interdiction de pêche dans la
réserve marine de Long Island-Kokomohua en Nouvelle Zélande, 35% des individus de l’espèce
Parapercis colias (morue bleue) dépassaient 33cm de longueur, contre 1% dans les zones adjacentes
ouvertes à la pêche récréative (Davidson 2001). Dans le parc marin d’Edmunds, Etat de Washington,
Etats-Unis, la production d’œufs par la morue lingue, Ophiodon elongatus, a été estimée vingt fois
supérieure à celle observée dans les zones de pêches environnantes, et celle du sébaste cuivré,
Sebastes caurinus, cent fois plus importante (Palsson and Pacunski 1995). Avec une taille de seulement
10,1 ha, le parc marin d’Edmunds est protégé efficacement depuis 1970. Dans la réserve marine de l’île
Tonga en Nouvelle Zélande, la densité des males de grande taille de la langouste, Jasus edwardsii, a été
multipliée par 10 en comparaison de celle mesurée dans les zones de pêches, en cinq ans de protection.
La production d’œufs dans la réserve était estimée neuf fois supérieure (Davidson et al. 2002).
Il apparaît clairement que les réserves protégées efficacement peuvent assurer la reconstitution
des stocks d’espèces exploitées à des niveaux très élevés. Les études réalisées sur le long terme
donnent une vision différente de celle présentée dans la synthèse de Halpern (2003). Ces études
montrent que la biomasse et le potentiel reproducteur peuvent augmenter très nettement dans les zones
protégées à la différence des zones non protégées et que les gains significatifs sont possibles pour
certaines espèces. L’importance des effets estimés par Halpern (2003) est à prendre comme un minimum
à attendre de la performance des réserves à court terme.
4. Taux et durée de reconstitution des stocks de reproducteurs
Halpern et Warner (2002) ont passé en revue les niveaux de réponse des espèces protégées, à partir
d’un échantillon de 80 réserves issu de celui utilisé par Halpern (2003). Ils ont trouvé que les mesures
(moyennes sur toutes les réserves) de densité de population, de biomasse, de taille des organismes et de
diversité spécifique bénéficiaient très rapidement de l’effet réserve. La plupart des valeurs moyennes à
long terme étaient atteintes après un à trois ans de mise en protection et restaient stables sur des
périodes assez longues. Toutefois, la robustesse de ce type de méta-analyse est minimisée par
l’hétérogénéité de l’échantillon, rassemblant des réserves bien gérées avec des réserves mal gérées,
ainsi que protection partielle et protection totale.
D’autres synthèses ont également montré que le taux de reconstitution des populations est
généralement rapide, notamment dans les premières années suivant la mise en protection (ex : Roberts
and Hawkins 2000, NRC 2001). Les résultats de Halpern et Warner (2002) sont soutenus par de
nombreuses études de réserves dans lesquelles des restaurations des populations protégées ont été
mises en évidence après un à trois ans d’application d’une interdiction de pêche (ex : Roberts et al.
2001a, Bohnsack and Ault 2002). La biomasse cumulée et l’abondance sont souvent multipliées par deux
ou trois après trois à cinq ans de protection. Toutefois, pour les études en rapport avec les réserves plutôt
bien gérées et pour lesquelles des séries de données temporelles, acquises régulièrement après
application d’une mise en protection, sont disponibles pour des analyses de données, les conclusions
relatives au caractère durable de ces hausses sont différentes de celles de Halpern et Warner (2002).
A Sainte Lucie, les stocks de cinq familles d’espèces de poissons récifaux ont été multipliés par
quatre après cinq ans de mise en réserve (Roberts et al. 2001a, Gell et al. in prep. a). A l’exception d’une
chute du taux de croissance juste après le passage d’un ouragan, rien n’indiquait que la biomasse avait
atteint son maximum ou que le taux de reconstitution des populations diminuait. Russ and Alcala (1996a),
ont rapporté une croissance continue et linéaire des densités des poissons prédateurs de grande taille
dans la réserve de l’île Apo dans les Philippines après une période de onze années, et cette tendance n’a
fait que continuer depuis (G. Russ comm. pers.). Les données de Kelly et al. (2000) sur le taux de
croissance continu des stocks de langoustes dans les réserves de Nouvelle Zélande, comme vu
précédemment, prenaient en compte des réserves vieilles de 21 ans. Des taux de croissance rapide sont
clairement mis en évidence pour de nombreuses espèces, mais les gains associés aux mesures de
protection continuent à progresser bien après les trois premières années de protection.
En Floride, le "National Wildlife Refuge" de l’île Merritt illustre bien comment l’effet réserve se
prolonge sur le long terme. Cette zone a été interdite à la pêche en 1962 lors de la mise en place d’un
secteur de sécurité autour du centre spatial Kennedy à Cap Canaveral (Johnson et al. 1999). Des
poissons de taille record ont commencé à être capturés dans les zones de pêche récréatives alentours,
neuf ans après la mise en protection (Roberts et al. 2001a), tendance qui continue aujourd’hui en raison
de l’augmentation du nombre de poissons de taille exceptionnelle ayant bénéficiés de la protection de la
réserve sur le long terme.
Bien entendu, les populations à l’intérieur des réserves ne vont pas croître indéfiniment. Les
ressources vont être irrémédiablement limitées et un effet en cascade d’une espèce sur l’autre devrait
apparaître, ce qui signifie que dans certains cas, ce qui augmente à un moment donné pourrait décroître à
nouveau. Par exemple les populations d’oursins dans les réserves de Nouvelle Zélande et de Tasmanie
ont diminué pendant que les populations de langoustes et de poissons prédateurs augmentaient
(Babcock et al. 1999, Edgar and Barrett 1999, Shears and Babcock 2002). Des observations similaires
ont été faites dans les réserves de Californie (Lafferty and Kushner 2000). Les estimations globales sur
les changements de biomasse cachent de tels effets. Les espèces ayant un taux de renouvellement des
populations élevé réagissent rapidement aux mesures de protection, mais leurs populations pourraient
décroître à mesure que les espèces prédatrices augmentent (Pinnegar et al. 2000). Un exemple classique
est celui du Chili et de la transformation des côtes rocheuses. A mesure que l’espèce de gastéropode
prédateur Concholepas concholepas, autrefois exploitée, s’est reconstituée, les densités de moules et de
gastéropodes herbivores ont diminué entraînant une colonisation des fonds rocheux par les macroalgues
(Castilla 1999). Des signes de ces changements de dominance d’espèces commencent seulement à
apparaître dans les plus anciennes réserves marines.
5. Quelles espèces bénéficient des mesures de protection de type réserves ?
Pour qu’une espèce puisse bénéficier d’une protection particulière dans une réserve, il est nécessaire
qu’une fraction de la population passe une partie significative de sa vie à l’intérieur de la réserve. Cette
condition a répandu la fausse idée que les réserves ne bénéficient qu’aux espèces sédentaires et le
corollaire qu’elles ne bénéficieraient pas aux espèces migratrices. Un rapport récent de la Fondation
FishAmerica, un groupe lobby de l’industrie de la pêche récréative, s’appuie sur ces idées pour demander
quelles espèces de poissons vont bénéficier de l’effet réserve (Shipp 2002). Shipp (2002) a considéré une
série d’espèces présentes dans les eaux américaines et émis des jugements subjectifs sur le fait qu’elles
pourraient ou pas bénéficier de l’effet réserve. Dans la majorité des cas, il a conclu que les réserves ne
procureraient aucuns bénéfices aux pêcheries, mais a appuyé son analyse sur très peu de données
empiriques, ne citant que deux articles en rapport avec des réserves marines réelles.
Il est sur que certaines des espèces bénéficiant le plus rapidement de l’effet réserve sont des
espèces plutôt sédentaires, comme le pecten (coquilles Saint-Jacques) (Murawski et al. 2000), les
ormeaux (Wallace 1999), et certains poissons (Russ and Alcala 1998, Murawski et al. 2000, Roberts et al.
2001a). Toutefois, les populations de nombreuses espèces beaucoup plus mobiles s’agrandissent dans
les réserves. En effet, nous apprenons beaucoup sur la complexité du comportement des espèces
exploitées en étudiant des populations protégées. Par exemple, il y a une vingtaine d’années, très peu de
personnes étaient convaincues que des réserves de petites tailles pourraient protéger les populations de
homards, parce que pour de nombreuses espèces, les migrations saisonnières de la côte vers le plateau
auraient réapprovisionné les zones de pêche. Cependant, de nombreuses études réalisées dans
différentes parties du monde apportent aujourd’hui les preuves que les stocks de homards se restaurent
dans les réserves : Méditerranée (Goñi et al. 2001a,b), Nouvelle Zélande (Kelly et al. 2000, Davidson et
al. 2002), Australie (Edgar and Barrett 1999), Bahamas (Lipcius et al. 2001a) et Canada (Rowe 2001,
2002), pour en citer quelques unes. Il apparaît évident aujourd’hui qu’une part des populations de
homards montre un fort taux de fidélité à certains sites dans chaque secteur étudié (Kelly 2001, Rowe
2001).
La dorade ovale de Nouvelle Zélande, Pagrus auratus, était une autre espèce pour laquelle il y
avait peu d’espoir d’observer un effet positif des réserves de petites tailles et proches de la côte,
notamment parce que les individus migrent de façon saisonnière entre la côte et le plateau. Pourtant cette
espèce a montré des réponses rapides aux mesures de protection, à nouveau parce qu’une fraction de la
population a montré de forts signes de fidélité à certains sites, alors que d’autres migraient (Willis et al.
2001).
Des recherches menées en Afrique du Sud montrent un modèle semblable de propension
différentielle à se déplacer pour une espèce. Des études de capture/marquage/recapture réalisées par
Griffiths and Wilke (2002) ont montré que 7,4% d’acoupa africain ou teraglin, Petrus rupestris, avaient
migré sur des distances de 200 et 1000km. Le reste de la population a eu des déplacements beaucoup
plus limités, 95% des recaptures étant faites dans un rayon de 14 km. Attwood (2002) a rapporté des faits
similaires pour la perche Dichistius capensis, chez qui le déplacement le plus important a été de 1300km,
correspondant presque à l’aire de répartition géographique de l’espèce. Néanmoins, la plupart des
individus ont des déplacements limités et les abondances et tailles de ces poissons ont augmenté
significativement dans les réserves Sud-Africaines (Buxton and Smale 1989, Attwood 2002). Pour quatre
autres espèces tagguées par Griffiths and Wilke (2002), 95% des recaptures se sont faites dans des
rayons de 7km, 13km, 15km et 49km. Ils conclurent qu’une réserve de 45km devrait permettre de
protéger ce complexe multispécifique. Pour que les réserves fonctionnent de façon optimale, elles doivent
se caler sur les aires de déplacements des espèces protégées ou bien se situer sur des sites qui puissent
leur assurer une protection transitoire. Ce dernier aspect est décrit ci-après.
Les réserves marines permanentes peuvent également assurer la protection des espèces
migratrices. Les gestionnaires utilisent déjà des zones marines protégées pour préserver des nurseries de
juvéniles d’espèces réalisant des migrations ontogéniques (c’est à dire que les individus changent
d’habitats à mesure qu’ils grossissent). La protection de telles zones marines est un moyen simple
d’augmenter les rendements en minimisant les captures prématurées de juvéniles (Horwood et al. 1998).
Par exemple, les juvéniles de langoustes sont protégés dans la Baie de Floride jusqu’à ce qu’ils aient
atteint une taille suffisante leur permettant de migrer vers les récifs des Keys où elles peuvent être
capturées (Davis and Dodrill 1980). Des zones marines importantes en surface sont interdites au
chalutage en Alaska et au Kamchatka pour protéger les juvénile de crabe rouge royal (Amstrong et al.
1993).
Ces exemples montrent comment les réserves peuvent profiter aux espèces réalisant des
migrations annuelles. Le point essentiel est d’assurer une protection aux endroits et aux moments où ces
espèces sont particulièrement vulnérables aux captures. Roberts et Sargant (2002) ont montré que de
nombreuses espèces migratrices forment des rassemblements, ou transitent par des couloirs de
migration, qui les rendent très vulnérables vis à vis des pêcheries ciblées. Par exemple, les populations
de morue, Gadus morhua, à Terre-Neuve étaient pêchées de façon intensive sur les hauts fonds lors des
grands rassemblements en période de reproduction, avant que les stocks ne s’effondrent en 1992 (Kulka
et al. 1995). Des rassemblements similaires chez le mérou de Nassau, Epinephelus striatus et chez
d’autres espèces de lutjans et mérous risquent de disparaître sous la menace de la surpêche dans la
région Caraïbe et (Sadovy 1993, Heyman et al. 2001, Sala et al. 2001). Les réserves qui protègent les
zones de rassemblement pourraient réduire significativement la mortalité des poissons par pêche. Aux
îles vierges américaines, la protection des zones de frayères du mérou couronné ou couronné rouge,
Epinephelus guttatus, a permis une augmentation rapide de la taille des individus et une présence plus
importante de mâles chez cette espèce hermaphrodite (Beets and Friedlander 1999), bien que la réserve
ne représentât qu’1,5% des zones de pêche (Bohnsack 2000). Il apparaît de plus en plus clairement que
des espèces comme la morue utiliseraient des sites de frayères côtières spécifiques, de façon récurrente,
et bénéficieraient des mesures de protection de la même manière (Begg and Marteinsdottir 2000, J.A.
Hutchings, comm. pers.). Même des espèces effectuant de grandes migrations, comme les requins, les
thons et les marlins pourraient bénéficier des effets réserves sur des secteurs cibles où ces espèces sont
très vulnérables, comme les zones de nurseries, les frayères ou les sites de rassemblement comme les
monts sous-marins (Norse et al., sous presse).
Les réserves pourraient aussi être utilisées pour préserver les routes de migration, comme celle
des femelles de crabes bleus, Callinectes sapidus, dans la baie de Chesapeake aux Etats-Unis (Lipcius et
al. 2001b). A l’heure actuelle, seule leur zone de reproduction, localisée à l’entrée de la baie, est protégée
de la pêche. Lipcius et al. (2001b) concluent que, alors que cette interdiction de pêche protège environ 11
à 22% du stock de reproducteurs, ce taux est inférieur au seuil recommandé pour une exploitation durable
de l’espèce (28%). Lipcius et al. (2001b) proposent d’élargir la réserve à une zone profonde représentant
un couloir de migration des femelles pour rejoindre les sites de ponte. Cette mesure aurait pour avantage
de protéger une portion suffisante du stock de reproducteurs, tandis que la pêcherie ciblerait
principalement les mâles et jeunes crabes en zone peu profonde.
L’analyse faite par Shipp (2002) ne prend pas en compte les effets associés à la protection de
l’habitat dans les réserves sur le comportement des espèces. Il existe de nombreuses références sur les
déplacements, les comportements sociaux, reproductifs et alimentaires et comment ils sont influencés par
les caractéristiques de l’habitat et la disponibilité en nourriture (ex : Stephens and Krebs 1986, Krebs and
Davies 1993). Les animaux répondent à leur environnement et les comportements ne sont pas immuables
dans le temps. Au fur et à mesure que les habitats se modifient et que les populations bénéficient de la
protection, les changements de comportement sont inévitables. Par exemple, après la création de la
réserve marine de Leigh en Nouvelle Zélande, une espèce de poisson, autrefois classée comme solitaire,
a adopté un comportement haremique au fur et à mesure que les densités augmentaient (Ballantine
1991). L’amélioration de la qualité de l’habitat dans les réserves, comme par exemple l’augmentation de
la complexité structurale et la densité des proies dans des secteurs autrefois soumis à l’action des chaluts
(Bradshaw et al. 1999, 2002), vont probablement améliorer la croissance et la survie des animaux vivants
dans ce secteur (Lindholm et al. 1999). Les réserves pourraient aussi changer les schémas
comportementaux, par exemple les espèces migratrices pourraient passer plus de temps dans les zones
protégées pour profiter de stocks de nourriture plus importants. Bien qu’il ne soit pas migrateur, le
cœlacanthe est un exemple plausible de cet effet. Dans la réserve de Sainte Lucie en Afrique du Sud, les
cœlacanthes sont présents à des profondeurs de 80 à 100m, bien moins profond que dans les autres
sites. Les hypothèses reposent sur les fortes densités de proies dans la réserve qui permettraient aux
prédateurs de venir chasser en eau peu profonde plutôt que dans les secteurs fortement exploités par les
pêcheries artisanales, comme dans les Comores (Plante et al. 1998, C. Attwood pers. comm.). Avec
l’augmentation du nombre d’études sur l’effet des réserves à long terme, nous devrions avoir de plus en
plus de résultats montrant que la pêche n’entraîne pas seulement une réduction de la densité des
espèces, mais altère également leur comportement.
Les vraies réserves et les zones de cantonnement ont déjà montré aujourd’hui leurs effets
bénéfiques sur les espèces cibles des pêcheries comme les mollusques (Wallace 1999, Murawski et al.
2000), calamars (Sauer 1995), crustacés (Kelly et al. 2000, Rowe 2002), ascidies (Castilla 1999), et une
grande gamme de poissons de mobilités très diverses (Willis et al. 2001, Wantiez et al. 1997, Holland et
al. 1993, 1996, Murawksi et al. 2000). Peu de réserves ont été conçues pour favoriser des espèces très
migratrices, mais ces animaux pourraient bénéficier des mesures de protection (Norse et al. sous presse).
Les modèles suggèrent que les réserves ciblées sur des secteurs où les stocks sont très vulnérables
peuvent préserver les stocks de reproducteurs, voire également améliorer les captures (Apostolaki et al.
2002, Roberts and Sargant 2002). Contrairement aux recommandations faites par quelques critiques
(Shipp 2002), nous concluons que certains types de réserves permettent de protéger une grande variété
d’espèces, les espèces ayant des aires de répartition très larges nécessitant des mesures de gestion en
dehors des limites des réserves.
6. Quels indicateurs montrent que les rendements de la pêche bénéficient de l’effet réserve ?
Il est clair que la condition primordiale nécessaire à l’amélioration des rendements de la pêche a été
atteinte : les stocks de reproducteurs se reconstituent à l’intérieur des réserves. Mais ces gains se
transforment-ils en captures plus importantes ? Les études réalisées suite à des fermetures de pêcheries
ont montré que des mesures de protection annuelle, ou saisonnière, pouvaient augmenter les
rendements. Par exemple, au Japon, un secteur de 13,7km² avait été fermé à tous types de pêche pour
protéger les crabes Zuwai (Chionoecetes opilio) en 1983 (Yamasaki and Kuwahara 1990). Cette pêcherie
était en déclin, notamment en raison de la mortalité des juvéniles par prise accidentelle dans les seines
non sélectives et dans les chaluts. La fermeture concernait une zone d’une profondeur moyenne de 270m
sur un secteur où les crabes femelles se rassemblaient en période de reproduction, d’août à novembre.
Après quatre ans de protection, la part des mâles de grande taille a augmenté de 10 à 42%. Les données
de CPUE des pêches expérimentales dans ce secteur ont montré une augmentation de la densité des
crabes avec le temps. A la fin de l’étude, les bateaux seineurs ont commencé à concentrer l’effort de
pêche autour de la zone protégée. Les bateaux proches de la réserve avaient des captures généralement
plus importantes de crabes mâles de grande taille (la pêcherie ne concerne que les mâles). Des
expériences de marquage ont montré que les déplacements des crabes se faisaient régulièrement de la
réserve vers les zones de pêche, alimentant la pêcherie à travers l’excédent (Yamasaki and Kuwahara
1990).
Malheureusement, très peu d’études aussi précises que celle réalisée sur le crabe Zuwai ont été
menées, et jusque récemment, la meilleure preuve de l’amélioration des captures des pêches faites
autour des réserves a été donnée par des études locales montrant une augmentation des captures par
unité d’effort (CPUE) à la limite des frontières des réserves. McClanahan et Kaunda-Arara (1996) et
McClanahan et Mangi (2000) ont montré par exemple que les casiers de pêche proches du parc marin
national de Mombasa au Kenya pêchaient trois fois plus que ceux placés plus loin, malgré une plus forte
densité de casier à proximité de la réserve. Ces spots de pêche sont tellement lucratifs qu’ils sont
maintenant réservés par des accords informels aux plus anciens pêcheurs (Rodwell 2001).
Les changements des pratiques de pêche, comme pour les pêcheurs de Mombasa, sont souvent
les premiers signes du fonctionnement attendu des réserves, bien que ces signes soient souvent
anecdotiques. Les casiers à homards marquent les limitent de la réserve marine de Leigh en Nouvelle
Zélande (Ballantine comm. pers.), la réserve de Bicheno en Tasmanie (N. Barrett comm. pers.), et celle
d’Anacapa dans les îles du canal de Californie (R. Fujita comm. pers.). Ramos-Espla et McNeill (1994) ont
rapporté que les captures d’espèces cibles autour de la réserve marine de l’île Tabarca en Espagne
dépassaient de 50 à 85% les niveaux de pêche avant la mise en protection, bien qu’aucune donnée ne
soutiennent cette conclusion dans leur article. Dans le parc marin de la Grande Barrière de corail en
Australie, le secteur Shelburne Bay Cross Shelf Transect a été interdit à la pêche en 1988. En 1990, des
pêcheurs pratiquant la pêche au chalut étaient interviewés sur cette fermeture et ont rapporté que les
prises avaient augmenté en "pêchant à la limite" de la réserve. Cette fermeture était acceptée par environ
80% des pêcheurs et certains d’entre eux soutenaient l’idée d’une fermeture permanente (Shorthouse
1990). Toutefois, des données quantitatives sur les pêches réalisées aux frontières des réserves
commencent seulement à être récoltées. Par exemple, Bohnsack et Ault (2002) ont trouvé que les casiers
à homards étaient placés préférentiellement aux limites de la réserve écologique de Sambos dans les
Keys en Floride. Des systèmes de détection embarqués sur des bateaux pêchant les pétoncles en
Nouvelle Angleterre ont montré que les traits de chaluts étaient réalisés aux limites du secteur benthique
interdit au chalutage (Murawksi et al. 2000).
Les pêcheurs ne feraient sans doute pas l’effort de pêcher de façon intensive aux limites de la
réserve s’ils n’étaient pas gratifiés de meilleures prises, mais très peu d’études ont permis de quantifier
les prises relatives à l’excédent de la réserve. Kelly et al. (2002) ont étudié les captures d’un pêcheur de
langoustes autour de la réserve marine de Leigh en Nouvelle Zélande. Ses captures étaient plus variables
en pêchant en bordure de réserve que dans des secteurs plus éloignés, mais les prises importantes
étaient plus fréquentes. En moyenne, les débarquements des pêches réalisées à proximité de la réserve
étaient proches des débarquements provenant d’autres sites, bien que l’habitat peu profond soit
généralement peu productif pour les langoustes, suggérant que la réserve approvisionnait cette zone de
pêche.
L’idée que les réserves marines pourraient augmenter les prises globales a été récemment
confirmée par plusieurs études. A Sainte Lucie, Roberts et al. (2001a) ont montré qu’en 5 ans, les CPUE
des grands casiers avaient augmenté de 46%, et 90% pour les petits, en pêchant autour d’un réseau de
quatre réserves mis en place dans le secteur de l’aire marine protégée de la Soufrière. Le nombre de
pêcheurs et l’effort de pêche global n’ont pas changé pendant cette étude, montrant un rendement total
plus important, malgré la réduction des zones de pêche d’un tiers et le report de l’effort de pêche sur deux
tiers des zones précédentes. Un résultat très similaire a été rencontré en Egypte autour d’un réseau de
réserves de petites tailles dans la région du Nabq dans le sud du golfe d’Aqaba. Les CPUE des pêcheries
au trémail ont augmenté de 66% après cinq ans de protection, de 0,79Kg.filet-1.Ha-1 à 1,31Kg.filet-1.Ha-1.
Des comptages visuels en plongée avaient mis en évidence une augmentation significative des stocks
d’espèces cibles à l’intérieur des réserves (Galal et al. 2002). Il est intéressant de noter que la région du
Nabq était peu pêchée en comparaison d’autres secteurs où des réserves ont été implantées (Roberts
and Polunin 1992). Ces réserves ont favorisé la reconstitution de populations d’espèces de grands
prédateurs, parmi lesquels les mérous (Serranidae), les empereurs (Lethrinidae) et les vivaneaux
(Lutjanidae). Ces poissons sont souvent rares et les conséquences des mesures de protection sont très
lentes dans les secteurs où la pêche était pratiquée de façon intensive (Roberts 2000b).
Aux Philippines, les CPUE des pêcheries aux harpons et à la ligne autour des 0,74Km² de la
réserve de l’île d’Apo ont augmenté par dix en vingt ans de protection, passant de 0,130,17Kg/personne/h en 1980/81 à 1-2Kg/personne/h en 1997/2000 (Maypa et al. 2002). Le total des
captures des pêcheries de l’île Apo est parmi les plus élevé des Philippines et est resté à un niveau stable
pendant les quinze dernières années avec environ 15-30 tonnes/Km²/an (Bien que les CPUE aient
augmenté, la production totale n’est pas due à la réduction des autres pêcheries associées, comme les
filets maillant dérivants (Maypa et al. 2002)).
Le cas du secteur du banc Georges dans le Golfe de Maine montre que les mesures de
protection, via les interdictions de pêche, peuvent fonctionner à des échelles plus grandes. En 1994, pour
essayer d’enrayer le déclin chronique des stocks de poissons démersaux, trois zones totalisant une
surface de 17.000Km² étaient interdites à toutes formes de pêches ciblant ces espèces, y compris les
dragues à coquille Saint Jacques pouvant attraper ces espèces de façon accidentelle ou dégrader leur
habitat. Murawski et al. (2000) ont estimé cette fermeture comme un grand succès. La mortalité par pêche
des poissons démersaux a été très fortement réduite, avec une augmentation très nette de l’abondance et
de la taille des aiglefins et flets. Les stocks de morues sur le banc Georges sont aussi en hausse, en
partie à cause de la fermeture, mais aussi en raison des restrictions sur les engins et les efforts de pêche
qui l’accompagnent (NEFSC 2001). Ces améliorations commencent à avoir un impact sur les captures de
poissons. Lors d’un congrès récent rassemblant des pêcheurs et des scientifiques dans l’Oregon, un
pêcheur de morues du Cape expliquait comment avant la fermeture il devait parcourir 70 miles aller pour
des prises journalières d’environ 270kg de morue, alors qu’aujourd’hui, le trajet n’est plus que de 30 miles
jusqu’à la bordure d’une des réserves pour des prises de 500kg.
Les résultats pour les poissons de fonds sont proches, le cas le plus évident étant le
rétablissement dramatique des pêcheries de pecten de l’espèce Placopecten magellanicus. Après cinq
ans de protection, la densité des bivalves de taille légale de capture a été augmentée par 9 à 14 dans les
zones de pêche (Murawski et al. 2000), et les captures dans les zones alentours ont été améliorées. La
fermeture a permis la réhabilitation d’une des pêcheries les plus rentables de Nouvelle Angleterre.
6.1 Quels mécanismes sont impliqués dans cet effet réserve ?
Parmi les deux mécanismes impliqués dans la migration des animaux des réserves vers les
zones de pêche, exportation des larves et excédent d’adultes et de juvéniles, les excédents ont plus
souvent été mis en évidence. L’exportation des excédents peut se faire selon plusieurs mécanismes : (1)
déplacements des animaux au hasard en dehors des limites de la réserve, (2) déplacements liés à des
niveaux de densité qui tendent à faire migrer les animaux des populations de forte densité dans les
réserves vers des populations de plus faible densité dans les zones de pêche, (3) des déplacements
orientés comme les migrations quotidiennes ou saisonnières, et (4) changements d’habitat ontogéniques
qui conduisent les animaux à migrer en dehors des réserves pour coloniser de nouveaux habitats au
cours de leur croissance. Il est parfois difficile de séparer ces processus, en particulier les mécanismes 1
et 3, mais les autres cas sont très clairs. Par exemple, la fermeture de zones de pêche constituant des
nurseries profite aux changements d’habitat ontogéniques. Dans les pêcheries au chalut à Chypre, les
zones côtières ont été fermées à la pêche pour protéger les juvéniles de poissons qui migrent vers le
plateau plus tard, et dans les zones de chalutage à mesure qu’ils grandissent (Garcia and Demetropoulos
1986).
Les expériences de marquage et la nouvelle pratique consistant à pêcher aux limites des réserves
soutiennent l’idée que les excédents du crabe Zuwai proviennent des mesures de protection prises en
mer du Japon ((Yamasaki and Kuwahara 1990). De la même façon, le marquage et le suivi des
populations de langoustes protégées à Terre Neuve et en Nouvelle Zélande indiquent des déplacements
des réserves vers les zones de pêche (Kelly 2001, Rowe 2001), avec une composante saisonnière
importante puisque les langoustes migrent des zones côtières vers les habitats plus profonds. Des
déplacements saisonniers ont aussi était observés chez la dorade Pagrus auratus des zones peu
profondes vers des secteurs profonds dans les réserves de Nouvelle Zélande (Willis et al. 2001). En
Afrique de l’Est, l’augmentation des prises des pêcheurs autour du Parc Marin National de Mombasa était
due au déplacement des poissons depuis la réserve vers l’extérieur (McClanahan and Mangi 2000). Les
poissons récifaux effectuent des migrations quotidiennes pour se nourrir, notamment des zones de repos
dans les récifs le jour vers des zones de chasse la nuit dans les herbiers ou les zones sableuses (ex :
Meyer et al. 1983). Ces déplacements communs peuvent s’étendre sur des distances de plusieurs
centaines de mètres à 1 kilomètre et font entrer ou sortir les poissons des réserves (Holland et al. 1993,
1996).
Aux Philippines, Russ et Alcala (1996b) ont mis en évidence des migrations des excédents sur la
base de comptages annuels de poissons dans la réserve de l’île Apo. Les densités de poissons ont
commencé à augmenter dans les zones de pêche proches de la réserve neuf ans après la fermeture.
Cependant, l’exportation des excédents avait probablement commencé bien avant. C’est seulement
lorsque le taux des excédents dépassera les quantités prélevées par les pêcheurs que les populations de
poissons augmenteront à proximité des réserves.
Les records mondiaux des tailles de poissons capturés autour du refuge national pour la vie
sauvage de Floride proviennent sans doute des migrations de poissons âgés et de grande taille (Johnson
et al. 1999, Roberts et al. 2001a). Les expériences de marquage dans la réserve montrent aussi que des
poissons plus petits migrent vers les zones de pêche récréatives adjacentes (Stevens and Sulak 2001).
Quarante années de protection devraient permettre aux densités de populations, dans les réserves,
d’atteindre des niveaux naturels et il se pourrait que les excédents soient corrélés aux densités, bien que
les études n’aient pas encore abordé la question. Lizaso et al. (2000) notent que s’il est souvent admis
que cet excédent dépend de la densité, très peu de recherches ont été développées pour tester cette
hypothèse. Attwood (2002) a analysé des données de marquage détaillées de Galjoen en Afrique du Sud
et a montré que les déplacements des réserves vers les zones de pêche étaient indépendants des
densités de poissons dans les réserves. Dans ce cas, les excédents proviennent essentiellement de
déplacements au hasard et orientés de poissons cherchant probablement un meilleur habitat (Attwood
2002).
Toutes les réserves n’ont pas eu ce genre d’exportation des excédents. Davidson (2001) a
conduit des pêches expérimentales pour mesurer les effets de la réserve marine de Long IslandKokomohua sur les populations de morue bleue. Alors que les prises avaient augmenté de 300% au cours
des sept années de suivi, elles restaient constantes dans les sites de contrôle situés entre 1,5 et 5,6 km
au delà de la frontière de la réserve. Les densités n’avaient peut être pas atteint des niveaux suffisants
pour enclencher les déplacements et l’export de l’excédent, ou bien l’espèce est tellement sédentaire que
l’amélioration des pêcheries va dépendre plus de la migration des larves que de l’exportation de
l’excédent d’adultes.
Il existe beaucoup moins de preuves sur la migration des larves vers les zones de pêche. Ce n’est
pas parce que l’exportation des larves est un phénomène rare, mais plutôt en raison de la grande difficulté
à identifier l’origine des animaux recrutant dans les zones de pêche (Palumbi 2001). Partout où les stocks
de reproducteurs dans les réserves dépassent ceux des zones de pêche, on peut alors penser que les
réserves devraient surpasser les zones de pêche en terme de contribution au recrutement. Cette
contribution dépendra de l’échelle de rendement reproducteur de la réserve par rapport à celui des zones
de pêche. Par exemple, le pars marin d’Edmund dans l’état de Washington couvre 550m de côte, mais
avec un rendement reproducteur cent fois plus important, les sébastes cuivrés dans la réserve pourraient
approvisionner en œufs l’équivalent de la production des 55km de côtes exploités à Puget Sound
(Palsson and Pacunski 1995). Les réseaux de réserves de Nabq en Egypte et à Sainte Lucie ont été
conçus pour favoriser l’export des excédents, avec des petites réserves séparées par des zones de pêche
le long de la côte (Roberts et al. 2001a, Galal et al. 2002). Toutefois, le niveau d’amélioration des stocks à
l’extérieur des réserves sur ces secteurs, ainsi que pour l’ile Apo (Maypa et al. 2002), montre qu’il est fort
probable que les pêcheries sont approvisionnées par une exportation significative de larves.
Les secteurs les plus favorables pour détecter une exportation larvaire sont ceux sur lesquels les
stocks avaient étaient sévèrement épuisés avant la mise en réserve. Tegner (1993) a augmenté le
recrutement de juvénile d’ormeaux verts, Haliotis fulgens, lors d’une expérience, en transplantant un stock
d’adultes dans un secteur côtier de Californie où ils étaient rares. Au Chili une interdiction de pêche de
trois ans de la galathée rouge (Pleuroncodes monodon) terminée en 1991 a permis une augmentation de
la biomasse dépassant toutes les estimations précédentes depuis que la population était suivi en 1979.
Cela a aussi permis de favoriser l’extension géographique de l’espèce de plus de 50 Km, dans des
secteurs où elle avait disparue à cause de la surpêche (Roa and Bahamonde 1993). Cette extension a
probablement été favorisée par la dispersion des larves.
Aux Fidji, la communauté Ucunivanua a établi une surface de vasière et d’herbier de 24ha en face
de leur village et interdit la pêche aux palourdes, Anadara sp., en 1997 (Tawake et al. 2001). Quatre ans
après, l’abondance et la taille des palourdes avaient très nettement augmenté dans le secteur fermé, avec
des densités 14 fois plus importantes qu’au moment de la protection. Les densités avaient également
augmenté plus de 5 fois dans les zones de pêche adjacentes, essentiellement par recrutement des
juvéniles. Ces augmentations suggèrent le transport des larves de palourdes produites par les populations
protégées.
Le meilleur exemple actuel d’amélioration des captures grâce au transport des larves provient des
fermetures à la pêche sur le "banc Georges". L’explosion du stock de pétoncles dans les zones interdites
a fourni une source facilement identifiable de larves pour approvisionner les zones de pêche alentour.
Bien que les pectens puissent se déplacer par bonds, il est peu probable qu’ils aient pu aller ci loin. Au
lieu de cela, les larves exportées depuis les zones interdites ont approvisionné les zones de pêche en
aval. Les modèles océanographiques qui simulent les trajectoires de dispersion des larves (Lewis et al.
2001) prédisent des sites de recrutement en dehors des réserves qui coïncident avec les données
satellites montrant les secteurs de concentration de l’effort de pêche (Rago and McSherry 2002).
6.2 Les réserves ne sont-elles avantageuses qu’à certains types de pêche ?
Les réserves sont souvent présentées comme des outils appropriés seulement à certains types
particuliers de pêche (en général artisanal), certains habitats (en général les récifs), ou pour des espèces
sédentaires. Cependant, l’ensemble des exemples décris plus haut montre que ce n’est pas le cas. Les
réserves et les cantonnements de pêche fonctionnent pour une large gamme d’espèces avec des
mobilités très diverses. Elles ont donné des résultats pour un grand nombre d’habitats parmi lesquels les
récifs coralliens, les zones rocheuses tempérées, les estuaires, les herbiers, et les plateaux continentaux
en région tempérée. Elles ont soutenu plusieurs type de pêcheries, depuis les pêches artisanales récifales
aux pêcheries côtières à petite échelle comme la pêche aux langoustes, jusqu’aux pêcheries industrielles
comme la pêche aux coquilles Saint Jacques, l’aiglefin ou le flet.
7. Quelle taille doivent avoir les réserves pour être efficaces ?
Deux aspects sont à prendre en compte à propos de la taille des réserves : la taille des réserves pris
individuellement et la part de zones de pêche à protéger. Plusieurs articles récents traitent de la taille et
de l’espacement des réserves (ex : Kramer and Chapman 1999, Roberts and Hawkins 2000, Roberts et
al. 2001b, Botsford et al. 2001). Pour qu’une réserve puisse être favorable à la reconstitution des stocks
d’espèces exploitées, il est nécessaire qu’elle soit suffisamment grande pour protéger les animaux de la
pêche, en prenant en compte leurs aires de déplacement. Plus l’étendue de déplacement des espèces
est importante et plus les réserves doivent avoir une grande surface pour assurer leur protection (voir plus
haut les aspects sur le développement des réserves pouvant profiter aux espèces migratrices). Si l’objectif
est que les réserves profitent aux zones de pêche en exportant les excédents, alors les réserves doivent
être suffisamment petites pour ne pas empêcher l’exportation. Le rapport périmètre/surface d’une réserve
chute quand sa taille augmente. Les frontières des grandes réserves sont alors moins "perméables" que
les petites (Kramer and Chapman 1999).
Halpern (2003) a montré que les réserves étaient efficaces quelque soit leur taille, de quelques
hectares à plusieurs centaines de km², du moment que la réglementation est bien respectée. Il apparaît
clair qu’il est nécessaire de constituer des réseaux de réserves de tailles différentes sur la base des aires
de déplacement des espèces à valeur commerciale et de la dispersion de leur descendance (Grantham et
al. 2003, Palumbi 2003, Shanks et al. 2003). Robert et al. (2001b) proposent que de tels réseaux mis en
place en zone côtière soient constitués de réserves de quelques km à quelques dizaines de km séparées
par des zones de quelques km à plusieurs dizaines de km.
Maintenant se pose la question de la surface de zone de pêche qui devrait être protégée. Les
réserves, qu’elles soient de grande taille ou de petite taille, peuvent améliorer les captures à proximité de
leurs limites d’extension. Des exemples de "pêche aux frontières" existent autour de petites réserves
comme celle de Leigh en Nouvelle Zélande (5,2km²) (Kelly et al. 2002), et même la très petite réserve de
l’Anse Chastanet à Sainte Lucie (2,6ha) (Roberts and Hawkins 2000). La plupart des réserves actuelles
sont beaucoup trop petites pour améliorer les prises de façon globale. La réserve mise en place pour le
crabe Zuwai au Japon a une taille de 13,7km² et ne protège que 2% des zones de pêche de cette espèce
et n’a eu probablement que très peu d’effet sur les débarquements totaux, qui sont restés stables au
cours des cinq années d’étude de Yamasaki and Kuwahara’s (1990). Pour obtenir des bénéfices à
l’échelle régionale, il est nécessaire d’augmenter la taille des réserves. Il existe beaucoup de travaux
théoriques très perspicaces sur la part d’un stock exploité qu’il est nécessaire de protéger pour apporter
des avantages à la pêche (Roberts and Hawkins 2000, NRC 2001). En bref, les réserves qui couvrent
entre 10 et 50% de la surface marine régionale ont le plus d’efficacité en termes d’amélioration des
captures. La majorité des études suggèrent que la protection de 20-40% des zones de pêche devrait
apporter un maximum de bénéfices aux pêcheries. Quelque soit le cas, la part optimale dépend de la
mobilité de l’espèce (des espèces très mobiles nécessitent plus de zones de réserve), sa vulnérabilité
(une espèce pus vulnérable nécessite plus de réserves), la qualité de la gestion du stock en dehors de la
réserve (des secteurs bien gérés demandent moins de réserve), et l’intensité de la pêche (des pratiques
de pêche intensive nécessitent de plus grandes réserves pour les soutenir). Pezzey et al. (2000) ont
développé un modèle bio-économique de l’effet des réserves sur les pêcheries récifales en zone Caraïbe,
et l’ont testé dans des conditions d’intensité de pêche très variables. Ils ont conclu que des réserves
couvrant 21% des zones de pêche seraient nécessaires dans des secteurs modérément pêchés comme
Bélize, 36% dans un secteur fortement pêché comme Sainte Lucie, et 40% des secteurs de pêches
intensive en Jamaïque.
Les résultats les plus marquants de l’effet des réserves sur les pêcheries proviennent de
situations dans lesquelles les réserves ont été mise en place sur une grande partie des zones de pêche.
A Sainte Lucie, 35% des habitats récifaux ont été protégés dans le cadre de l’aire marine protégée de la
Soufrière (Roberts et al. 2001a), ce qui correspond pratiquement au taux optimal préconisé par le modèle
de Pezzey et al. (2000). A Nabq, les réserves représentent un tiers des anciennes zones de pêches dans
la réserve de Nabq, et une région récifale du sud est également protégée dans le Parc National Ras
Mohammed qui serait aussi une zone de recrutement (Galal et al. 2002). Les 17.000km² de cantonnement
de pêche pour la coquille Saint Jacques et les poissons de fond sur le "banc Georges" représentent
environ 25% du banc. Le refuge national pour la vie sauvage de "Merritt Island" en Floride couvre une
surface d’environ 22% de l’estuaire utilisé par la pêche récréative (Bohnsack 2000). La réserve de l’île
d’Apo couvre seulement 10% des zones de pêche (Maypa et al. 2002). Cependant, son succès est
probablement dû à la bonne gestion des zones de pêche adjacentes où toutes les formes de pêche
destructives ont été totalement interdites. De même, bien qu’elles n’existent pas depuis assez longtemps
pour avoir contribué aux captures record en termes de taille de poissons, d’autres mesures de gestions
des pêches récemment appliquées en Floride devraient améliorer la réserve de "Merritt Island" et procurer
des résultats pour la pêche récréative à l’ombrine, la courbine (Pogonias cromis) et l’acoupa (Cynoscion
nebulosus) (Wickstrom 2002).
Attwood (2002) a estimé que 9% des habitats de galjoen protégés dans les réserves en Afrique
du Sud ont été suffisants pour permettre la stabilisation des captures dans les pêcheries adjacentes
(pêche à la ligne) sur les secteurs sur-exploités, mais n’ont pas été suffisants pour augmenter les
captures. Parfois, les réserves permettent seulement d’enrayer le déclin d’une pêcherie plutôt que
d’enclencher la restauration des stocks. Par exemple, le secteur autour du Parc Marin National de
Mombasa (6,2km²) a eu les plus hauts taux de captures locaux, avec 5,5Kg/ha/mois, bien qu’ayant la plus
forte densité de pêcheurs (McClanahan and Mangi 2001). Cependant, après cinq ans, les captures ont
commencé à chuter à un taux équivalent à 250g/jour, bien que ce taux ait été inférieur à celui observé
dans les secteurs de pêche plus éloignés de la réserve où les pertes journalières étaient de 310 à 400g.
La question de la taille de départ, grande ou petite, d’une réserve est souvent posée. Si des
bénéfices importants et rapides sont visés, alors il est nécessaire de commencer avec une taille
importante. Cette démarche s’est révélée positive à Sainte Lucie, sur le "banc Georges" et à Nabq, parmi
les exemples les plus remarquables d’amélioration des pêcheries. Un inconvénient de cette approche est
que les coûts initiaux et la rupture avec les pratiques de pêche soutenus par des pêcheurs sont plus
importants (Holland and Brazee 1996, Sladek Nowlis and Roberts 1999). Démarrer avec des tailles
modestes, comme les 2% fermés à la pêche aux langoustes à Terre-Neuve (Rowe 2002), ne peuvent
certainement pas avoir plus qu’un impact mineur local sur les pêches. Cependant, ces réserves peuvent
jouer un rôle important auprès des communautés locales en démontrant que le concept fonctionne, et
ainsi contribuer à obtenir la confiance des pêcheurs pour mettre en place des projets de réserves plus
ambitieux. Dans les Keys en Floride, l’augmentation des stocks de poissons dans la petite zone
Sanctuaire a aidé à persuader les pêcheurs de créer la réserve écologique des Dry Tortugas beaucoup
plus grande en 2001, qui couvre 150 miles² nautique (http://www.fknms.nos.noaa.gov/tortugas/). Aux Fidji,
des petites zones de cantonnement ont proliféré pour constituer un réseau, à mesure que les
communautés adoptaient la démarche qui avait fonctionné pour la communauté voisine (Tawake and
Aalbersberg 2001, Tawake et al. 2001). C’est arrivé aussi aux Philippines et la motivation des
communautés assurant l’augmentation des réserves marines semble être un moyen efficace d’atteindre
des niveaux de protection des ressources suffisants.
8. Quels délais sont nécessaires pour évaluer les effets des réserves sur les pêcheries ?
Les études réalisées à Sainte Lucie, Nabq, l’île d’Apo et le “banc Georges” ont mis en évidence des
améliorations des captures dans les zones de pêches adjacentes après cinq ans. Des analyses détaillées
des captures réalisées à Sainte Lucie ont montré que les CPUE des pêcheries aux casiers étaient
passées au dessus des niveaux de captures relevés au moment de la mise en protection, en 3-4 ans
(Gell et al. en prép., La SMMA de Sainte Lucie, un cas d’étude). Dans tous les cas, l’amélioration rapide
des captures provient de l’adaptation rapide des espèces, en général celles ayant un taux de régénération
élevé de la population. Sur le "banc Georges", les populations de coquilles Saint Jacques ont explosé
rapidement après l’interdiction des engins de fond (Murawski et al. 2000). Les effets ont également
concerné les stocks d’aiglefins et de flets, qui commencent à s’étendre sur les zones de pêche (Paul
Howard, New England Fishery Management Council, pers. comm.), mais les stocks de morues ont mis
beaucoup plus de temps à répondre. De même, Roberts et al. (2002) ont attribué ces améliorations des
captures, autour de la réserve de la Soufrière, aux espèces ayant des taux de régénération importants,
comme les petits lutjans, les poissons-écureuil et les gorettes. Les populations d’espèces de lutjans et de
gorettes de plus grande taille augmentent, mais ces poissons ne sont pas encore très communs dans les
débarquements (Gell et al. in prep. b). Les effets sur ces espèces à réponse lente devraient prendre plus
de temps avant d’être clairement mis en évidence.
Le refuge national pour la vie sauvage de Merritt Island en Floride nous montre comment le cycle
de vie de certaines espèces influence le niveau de réponse à la mise en protection, et comment l’efficacité
des réserves peut se mesurer sur de longues périodes (Johnson et al. 1999, Roberts et al. 2001a). La
longévité des trois espèces principales de la pêche récréative varie très largement. L’acoupa atteint 15
ans, l’ombrine peut vivre 35 ans et la courbine 70 ans. C’est seulement lorsque les poissons ont été
protégés suffisamment longtemps que l’on peut observer des spécimens ayant atteint des tailles records,
et qu’ils peuvent être capturés lors des migrations hors des zones de réserve. Ce stade a été atteint 9 ans
après que la réserve ait été créée pour l’acoupa, 27 ans pour l’ombrine et 31 ans pour la courbine
(Roberts et al. 2001a). Plus une espèce a une espérance de vie longue et plus le temps nécessaire pour
atteindre ces tailles record est important. Les échelles de temps allongées, nécessaires à la constitution
de populations d’individus vieux, de grandes tailles et plus féconds s’étant développés dans les réserves,
indiquent que la production d’œufs par ces populations protégées augmenteront pendant des périodes
longues (étant donné que les populations ont une structure d’âges en extension graduelle).
L’effet des réserves sur la restauration des habitats peut également prendre du temps, mais
encore une fois, persiste sur de longues périodes. Par exemple, la restauration d’habitats dégradés par
des chaluts de fond nécessite la réinstallation d’une large gamme d’invertébrés ainsi que le
rétablissement des processus naturels des mouvements de sédiments et de bioturbation (Auster 1998).
La restauration des habitats du "banc Georges" était très apparente après cinq ans d’interdiction du
chalutage. Ces améliorations concernaient la densité, la biomasse, la biodiversité et la production des
organismes sessiles en comparaison des zones de chalutage ((NRC 2002, J. Collie pers. comm.). Après
cinq ans de gestion, la restauration était encore incomplète (J. Collie pers. comm.). En Mer d’Irlande,
Bradshaw et al. (1999) ont montré qu’après dix ans de protection contre le chalutage, les communautés
benthiques étaient plus hétérogènes et variées. La restauration complète de l’habitat après des années
de chalutage peut prendre des décennies (Bradshaw et al. 2002, NRC 2002). La restauration est
concomitante de l’intensité, de l’étendue et de la durée des perturbations occasionnées dans le passé, et
aussi de la proximité de secteurs non perturbés ou moins perturbés. Les deux vont limiter les capacités
des espèces à recoloniser les milieux protégés.
La où la pêche a des effets indirects, la restauration des habitats ne peut commencer que
lorsqu’un certain nombre de conditions sont réunies. En Afrique de l’Est, les effets indirects de la pêche
sur les écosystèmes coralliens sont bien connus. La surexploitation des poissons prédateurs d’oursins
herbivores a conduit à l’explosion de la population d’oursins. A de très forte densité, les oursins interfèrent
avec la couverture corallienne (Carreiro-Silva and McClanahan 2001). Cette tendance réduit la complexité
structurale de l’habitat, ce qui affecte la structure des peuplements de poissons (Roberts 1996). A partir
d’un modèle bio-économique, Rodwell et al. (2002) ont montré comment la restauration de l’habitat, dans
les réserves d’Afrique de l’Ouest, pouvait améliorer la contribution des réserves sur les zones de pêches
environnantes. Des effets similaires, augmentation de la biomasse des organismes benthiques et
amélioration de la complexité structurale, sont prévisibles dans d’autres habitats, comme les anciennes
zones de chalutage du "banc Georges" (Lindholm et al. 1999). La restauration de l’habitat dans les
réserves peut améliorer les conditions de recrutement et la survie des descendances. Par exemple, de
jeunes juvéniles de lingue, Urophycis chuss, se cachent dans les coquilles de pétoncles (Kramer et al.
1997). L’augmentation des populations de pétoncles dans la réserve du "banc Georges" devrait contribuer
à la restauration des populations de lingue. Rogers-Bennet et Pearse (2001) ont mis en évidence une
meilleure survie des juvéniles d’ormeaux sous les canopées de piquants d’oursins non péchés dans les
réserves de Californie. Cependant, étant donné la lenteur des processus de restauration des habitats, de
tels résultats ne sont pas mis en évidence dans les premières années de mise en place de la réserve
(Rodwell et al. 2002).
Les mesures d’interdiction totale de pêche semblent plus bénéfiques que les mesures de
protection partielle pour un retour rapide sur les pêcheries. Ces mesures sont susceptibles de favoriser
plus d’espèces à réponse rapide, et la restauration de l’habitat peut démarrer immédiatement. En outre, la
protection totale augmente la probabilité de protéger des espèces dont le comportement et les
caractéristiques de reproduction vont favoriser l’exportation des excédents et la dispersion des
descendances vers les zones de pêches adjacentes.
Un point particulier à souligner ici est que, alors que souvent les pêcheurs remarquent que les
stocks se reconstituent dans les zones d’interdiction de pêche, ils ont quelquefois du mal à percevoir ou
ne veulent pas accepter que leurs prises augmentent graduellement. Les pêcheurs pensent alors qu’ils ne
profitent pas des bénéfices associés aux réserves (ex : SMMA, Sainte Lucie, pers. obs., réserve Misali
Island Marine Conservation, Tanzanie, Levine 2002). En conséquence, les communautés de pêcheurs
demandent fréquemment que les réserves soient réouvertes pour des périodes de courtes durées, pour
leur permettre de tirer bénéfice de l’augmentation du nombre de poissons. Les exemples de Tanga en
Tanzanie (Horril et al. 2001) et Sumilon Island aux Philippines (Russ and Alcala 1998) montrent qu’une
réouverture des zones de protection conduit rapidement à une chute de la biomasse et des captures
associées. Il apparaît peu probable que les bénéfices de la pêche à court terme, dans un secteur rouvert,
autorise des captures équivalentes à ce qu’une réserve peut assurer sur le long terme si les mesures de
protection sont maintenues (Sladek Nowlis and Roberts 1999).
9. Quelle est l’étendue spatiale/géographique des bénéfices associés aux réserves pour la pêche ?
La plupart des études se sont intéressées aux changements à l’intérieur des réserves et dans les zones
exploitées, proches de leurs limites. Il y a une raison pratique à ces limites : la plupart des réserves ont
des surfaces trop petites pour mesurer un effet sur les pêcheries à une échelle régionale. Les études
portent sur les réserves à l’échelle locale pour que leur impact soit plus facilement détecté. L’aspect le
plus encouragent concernant les recherches menées à une échelle locale est que presque tous les
travaux suggèrent que les réserves profitent aux zones de pêches adjacentes.
L’étendue géographique des bénéfices tirés des excédents va être limitée par la mobilité des
espèces sortant des réserves et de l’intensité de la pêche aux abords des limites des réserves. Dans le
cas des pêcheries récifales, cette étendue avoisine un kilomètre autour des réserves (Russ and Alcala
1996b). A Sainte Lucie, Apo Island et Nabq, les pêcheurs qui ont abandonné leurs secteurs de pêche
obtiennent aujourd’hui de meilleurs rendements à proximité des réserves. En Jamaïque, Munro (2000) a
marqué des poissons de récifs dans la réserve Discovery Bay Fishery, et a montré que la majorité des
recaptures avaient lieu dans la réserve ou à proximité, bien que certains spécimens aient été capturés
jusqu’à 26 km plus loin. Quelques espèces comme le mojarra, Gerres cinereus, et le grondeur, Haemulon
aurolineatum, n’ont jamais été capturés en dehors de la réserve.
A Merritt Island Wildlife Refuge, l’extension est plus large. Les déplacements des espèces cibles
de la pêche récréative peuvent les emporter à plusieurs dizaines de kilomètres des réserves (Stevens and
Sulak 2001). Ces aspects ont été mesurés à travers la distribution spatiale des sites en Floride, où les
records en taille ont été enregistrés (Roberts et al. 2001a). Des échelles de déplacements similaires sont
mises en évidence pour les espèces visées par la pêche au gros (à la ligne) en Afrique du Sud (Attwood
2000).
Là où les réserves protègent des nurseries, l’extension spatiale des excédents peut se faire à une
échelle plus large, dans la mesure où les animaux grossissent et migrent vers de nouveaux habitats. Les
réserves mises en place pour procurer des zones de refuge aux espèces migratrices, dans des secteurs
stratégiques où elles sont particulièrement vulnérables aux captures (Sala et al. 2001), procurent des
avantages aux pêcheries à l’échelle régionale. Par exemple, la mise en protection des secteurs restreints
de reproduction du mérou couronné, aux Iles vierges Américaines, a permis une augmentation
généralisée de la taille de individus (Beets and Friedlander 1999).
Dans les secteurs où la pression de "pêche aux frontières" est forte, la presque totalité des
excédents pourrait être capturée. C’est parfois vu comme un problème, mais ce n’est pas forcément une
mauvaise chose. Un des coûts probables, qui pourraient se répercuter sur les pêcheurs, est
l’augmentation des temps de trajet et des coûts de transport pour atteindre les zones de pêche légales.
Cependant, ce problème peut être facilement contourné, en favorisant des réseaux de réserves avec des
unités ayant des répercussions locales. Cette approche a été privilégiée au Chili où Castilla et al. (1998)
ont enregistré des temps de trajet plus long et une diminution des rendements chez les pêcheurs qui ne
bénéficiaient pas de réserves à proximité, en comparaison de ceux qui y avaient accès. Ces problèmes
provenaient du fait que les pêcheurs ne bénéficiant pas de réserves devaient voyager plus loin pour
récolter suffisamment de ressources, pêchés sur des populations très réduites à cause de leur
surexploitation. Les pêcheurs dans les sites avec réserves avaient des CPUE 4 à 10 fois supérieures que
celles de leurs collègues sans réserves.
La dispersion des larves depuis les réserves pourrait potentiellement étendre les bénéfices des
réserves à une échelle plus large, bien que l’étendue biogéographique d’une espèce limite l’extension de
la zone de recrutement à partir des réserves. Chez les espèces qui se déploient sur de petites distances,
les larves recrutent à proximité des réserves. C’est le cas par exemple des ormeaux qui se dispersent sur
des surfaces réduites (Tegner 1993), et pour lesquels les réserves doivent être implantées autour des
populations locales afin d’atteindre les objectifs à l’échelle locale (Jamieson 2000, Shepherd and Rodda
2001). En Afrique du sud, une espèce de patelle a recolonisé le littoral, ravagé par des inondations
catastrophiques, à une vitesse de 15 km par an (Dye et al. 1994). Sur le "banc Georges", la répartition de
l’effort de pêche des coquilles Saint Jacques suggère que l’aire de recrutement est de 50 à 70 km (Rago
and McSherry 2002). Un model biophysique de dispersion des œufs d’églefin, larves et juvéniles pour la
région de Emerald et du banc Ouest sur le plateau continental de Scotian au Canada, a montré que, bien
que les premiers stades de développement chez l’églefin restent en général près du site où à eu lieu la
reproduction, certaines années, ils dérivent avec les courants en aval et recrutent dans des stocks
adjacents (Frank 1992, Frank and Brickman 2001).
Les phases de dispersion plus longues permettent d’envisager des bénéfices pour la pêche à une
échelle plus large. De nombreuses espèces sont présentes dans le plancton pendant des semaines ou
des mois (Shanks et al. 2003). Cependant, notre conception de l’échelle de dispersion des larves change
rapidement et il semble que beaucoup de larves, même chez les espèces ayant des stades planctoniques
très longs, puissent recruter localement (Swearer et al. 1999, 2002, Warner et al. 2000, Warner and
Cowen 2002, Barber et al. 2000, 2002). Néanmoins, il existe de nombreuses preuves du transport larvaire
à grande échelle (Yeung et al. 2000). Comme pour l’exportation des excédents, les réseaux de réserves
sont le meilleur moyen pour que les bénéfices associés au transport larvaire s’étendent à travers la
région.
10. Les réserves peuvent-elles empêcher l’effondrement des stocks de poissons surexploités ?
Certaines personnes pensent que les bénéfices associés aux réserves ne peuvent être mis en évidence
que si les captures dans les secteurs ouverts à la pêche atteignent des niveaux supérieurs au total des
rendements des zones de pêches d’origine. Les réserves de Sainte Lucie, du "banc Georges" pour les
pêcheries de coquilles Saint Jacques, et à Nabq, semblent avoir permis des débarquements totaux
supérieurs à ceux connus au moment de la mise en protection (Hart in NEFSC 2001, Roberts et al.
2001a, Galal et al. 2002). Cependant, quand les ressources sont exploitées de façon non durable avant la
mise en réserve et que les débarquements sont en déclin, l’augmentation des rendements après la mise
en réserve ne suit pas une fonction linéaire. Les modèles prédisent que dans ces conditions, les réserves
de taille suffisante devraient empêcher l’effondrement des stocks intensivement exploités, avec des
rendements à des niveaux plus faibles que les prises totales d’une "pêcherie théorique" gérée de façon
optimale sans réserves (une telle gestion "optimale" n’est jamais atteinte dans les pêcheries réelles en
raison des complexités écologiques, sociales et de gestion des systèmes exploités). Dans les sites où les
efforts de pêche sont difficiles à contrôler, par exemple dans les systèmes de pêcherie artisanale
dispersée sur le territoire ou la pêche de plaisance, les réserves pourraient représenter un avantage très
utile pour les pêcheries.
En Afrique du Sud, Attwood (2002) a montré qu’en dehors des réserves, les efforts de pêche pour
galjoen ne sont pas à des niveaux de gestion durable. A partir d’un modèle élaboré avec des données de
déplacement, il a montré que les réserves avaient évité l’effondrement des pêcheries de cette espèce en
stabilisant les captures à des niveaux de production suffisants. Des effets similaires ont été observés sur
d’autres espèces. Kyle et al. (1997) ont montré que les pêches intensives, mais stables, des moules
(Perna perna) sur les substrats rocheux dans le Maputaland ont pu se maintenir à ces niveaux grâce à la
présence de 115 km de côtes préservées de la pêche par des réserves marines. Les rendements étaient
beaucoup plus faibles sur les sites de Transkei où les zones de réserves marines sont très réduites.
Un aspect important des réserves est qu’elles permettent aux espèces à durée de vie longue de
constituer des populations de structure d’âges étendue et naturelle. Cela augmente la part des poissons
plus grands et plus féconds, et permet aux populations de se maintenir face aux variabilités
environnementales. Les écosystèmes marins sont souvent caractérisés par des changements de régimes
dans lesquels il y a des changements décadaire des conditions environnementales (Steele 1998). Dans
de telles conditions, beaucoup d’espèces présentent des pics de recrutement sporadiques séparés par
des intervalles prolongés quand les conditions de survie des progénitures sont minimes. Les réserves
procurent des refuges aux poissons, ce qui leur permet de persister pendant les périodes où les
conditions de survie et de recrutement de leur progéniture sont faibles. Les pêcheries modernes réduisent
les populations à un stock de classes d’âges pouvant assurer la reproduction. Par exemple, les morues
de 10-20 ans constituaient 48% de la biomasse totale en morues sur les grands bancs de Terre-Neuve en
1962, 8% en 1990 et 0% ensuite (Longhurst 1998). Cela indique que, sans réserve, les stocks peuvent
disparaître complètement pendant des périodes où les conditions sont défavorables à la survie des
descendances, et échouent dans la restauration de la population quand les conditions redeviennent
meilleures. A l’opposé, les populations de poissons plus vieux, dans les réserves, peuvent favoriser la
restauration au fur et à mesure que les conditions s’améliorent.
11. Existe-t-il des exemples de réserves non fonctionnelles ?
La raison la plus commune d’échec des réserves ou des cantonnements de pêche, dans la restauration
des stocks d’espèces exploitées, est de protéger le mauvais type d’habitat. Par exemple, un souci relatif à
l’impact des chaluts de fond sur les pêcheries du crabe rouge royal (Paralithodes camtschaticus) a
entraîné une fermeture d’urgence d’un secteur dans l’est de la mer de Bering en 1987. Suite à la
fermeture, Armstrong et al. (1993) n’ont pas pu montrer de changements significatifs de l’abondance des
femelles et des males en pré-recrutement lors des suivis à l’intérieur et à l’extérieur du refuge. Ils ont
conclu que le refuge avait été placé au mauvais endroit, ayant exclu d’importants habitats pour juvéniles,
ainsi que des sites de reproduction et de ponte.
Certaines espèces peuvent ne pas réagir à la protection si les réserves sont déployées autour de
secteurs nécessaires à d’autres espèces. Fernandez and Castilla (2000) ont montré qu’une réserve
marine du Chili n’avait pas eu d’effet sur l’abondance du crabe (crabe pierre) Homalaspis plana,
contrairement à d’autres espèces benthiques exploitées. Ils ont montré que les réserves ne favorisaient ni
leur condition d’exposition aux vagues, ni les substrats les plus appropriés/convoités.
Une autre raison de l’échec est la protection d’habitats très dégradés, peut-être le résultat de
pêcheurs étant peu disposé à renoncer aux emplacements principaux de pêche. Par exemple, Heslinga et
al. (1984) ont examiné les performances d’un ensemble de zones interdites à la pêche aux troques
Trochus niloticus (mollusque) à Palau depuis plus de 20 ans. Ils ont trouvé qu’en moyenne, les sites
protégés n’avaient que le double de troques que les zones adjacentes exploitées. L’échec des réserves a
été attribué au fait qu’elles avaient été implantées dans des secteurs présentant des habitats marginaux
pour les troques, là où peu de gens n’ont jamais pris la peine de pêcher.
Il existe plusieurs autres raisons à l’incapacité des populations à se restaurer dans les réserves.
Les espèces ayant été réduites à des populations de très faible densité peuvent souffrir en conséquence
d’un déficit reproducteur. Il s’agit d’un effet Allee, qui pourrait aider à expliquer aussi pourquoi les
populations de Lambi Stombus gigas, dans les Keys en Floride, n’ont montré que très peu de signes de
restauration, bien que la pêche ait été interdite en 1986. Stoner et Ray-Culp (2000) ont étudié les
populations de lambis des Bahamas, où cette espèce est toujours commune, et ont trouvé que, dans les
populations de très faible densité, les taux de reproduction pouvaient être très faibles. Ils ont découvert
que l’accouplement n’avait jamais lieu à des densités inférieures à 56 lambis par hectare, cas dans lequel
les individus ne sont pas éloignés de plus de 16m les uns des autres, selon les auteurs. L’effet Allee peut
être critique pour les organismes peu mobiles et des mesures particulières seraient nécessaires pour
atteindre ces densités critiques/seuil. A Palau par exemple, les pêcheurs maintiennent des jardins de
coques traditionnels, où des coques de très grandes tailles (Tridacna gigas) sont maintenues proche les
unes des autres et protégées de la pêche.
La restauration des populations dans les réserves dépend également de ce qui préexiste sur le
secteur. Bien que le réseau de réserves de Sainte Lucie ait conduit globalement à un rétablissement
global de la pêche (Roberts et al. 2001a), les populations de grands mérous (Mycteroperca spp.) ne se
sont pas rétablies. Ces espèces ont été gravement affectées par des années de surpêche, s’étant traduit
par l’absence d’une population source pouvant reconstituer un stock dans les réserves. En revanche,
deux petites espèces de mérous ont bien répondu aux mesures de protection (C.M. Roberts and J.P.
Hawkins, données non publiées). En général, plus le secteur retenu est surexploité et plus le nombre
d’espèces disponibles pour participer à la reconstitution des stocks dans les réserves est faible. Les
espèces qui tendent à réagir d’abord dans les réserves sont des espèces de petite taille, à croissance
rapide, qui se reproduisent rapidement. Ces espèces ont probablement été la principale ressource ayant
permis le maintien de la pêche avant la mise en protection. Les espèces rares réapparaissent après de
plus longues périodes, mais il semble nécessaire que les conditions environnementales soient favorables
à la survie des progénitures pour favoriser leur restauration.
Hutchings (2000) a rapporté un exemple d’échec d’une fermeture de pêche pour reconstituer des
stocks effondrés. Après avoir analysé les capacités de restauration de 90 stocks de poissons suite à des
efforts visant à réduire la mortalité par pêche, il a montré que peu d’espèces avaient rebondi. Ces échecs
peuvent être attribués à des facteurs comme l’effet Allee, ou à des changements de comportements. Par
exemple, l’effondrement des stocks de harengs norvégiens, Clupea harengus, semble avoir affecté leur
capacité à suivre les routes de migration traditionnelle vers les sites de ponte, avec comme conséquence
l’incapacité à repeupler ces secteurs, bien que les stocks aient commencé à se reconstituer (Dragesund
et al. 1980). Certaines espèces ont besoin que les habitats se restaurent d’abord. La restauration des
forêts de Kelp dans les réserves de Nouvelle Zélande et Tasmanie a semble-t-il favoriser la restauration
des espèces vivant dans ces habitats (Babcock et al. 1999, Edgar and Barrett 1999). Une autre raison
pouvant expliquer les résultats mis en avant par Hutchings (2000) est que les "périodes de fermeture à la
pêche" fonctionnent probablement moins bien que les réserves marines totalement protégées. Cela vient
du fait que ces secteurs sont souvent sujets à l’impact continu des prises accidentelles, et à la
perturbation de l’habitat, ou sa dégradation, par les pêcheries qui continuent à s’exercer sur le même
secteur. La tentation de capturer quelques espèces interdites à la pêche par les pêcheurs continuant à
exploiter les espèces autorisées dans ces secteurs peut parfois affaiblir l’efficacité des mesures
d’interdiction de pêche. Cela a été le cas au Fidji pour la pêche à pieds (Tawake and Albersberg 2001).
Ce que ces exemples montrent est qu’il est important de protéger les espèces avant qu’elles
n’aient atteint un niveau trop bas. Il est préférable de concevoir les réserves comme des outils de maintien
d’une production plutôt que de voir ces réserves comme des outils de reconstitution des stocks quand la
situation est critique.
En fin de compte, les personnes sont le facteur clés du succès ou de l’échec des réserves. Sans
le soutient des pêcheurs, rien ne peut avancer. Une des raisons principales de l’échec du projet de
sanctuaire marin national de La Parguera à Puerto Rico a été l’absence d’implication des pêcheurs de la
pêche artisanale dans les concertations (bien qu’une réserve ait été créée depuis). En Californie, un projet
de réseau de réserves marines à l’échelle de l’Etat a été abandonné en 2001, et une nouvelle réflexion
engagée suite à l’absence des pêcheurs dès le départ (MPA news, Avril 2002). Dans le Pacifique, le
Guam Territorial Seashore Park avait été sélectionné et dessiné par le gouvernement de Guam avec très
peu de consultation publique. La communauté n’était pas impliquée dans les décisions de gestion quand
le parc a été instauré. La structure a souffert dès lors d’un manque de financement et de respect des
réglementations. Gilman (1997) dénomme ces processus des ‘parcs sur le papier’ et suggère que le
succès du parc n’est possible que si les groupes d’usagers sont impliqués dans la gestion, les processus
de décisions et les programmes d’éducation. Réciproquement, dans la réserve de Seaflower Biosphere
dans l’archipel de San Andres, Caraïbe ouest, des efforts avaient été faits pour impliquer totalement tous
les secteurs des communautés locales de pêcheurs dans la consultation et le planning. Le résultat a été
un très fort soutient du projet (M. Howard, comm. pers., Howard 2001, Howard et al. 2001). Dans un bilan
des réserves marines du nord-ouest de la Méditerranée, Francour et al. (2001) ont remarqué que, plus les
consultations initiales se faisaient avec tous les groupes d’usagers, plus les conflits et les problèmes de
gestion étaient réduits.
12. Quels avantages présentent les réserves par rapport aux autres outils de gestion des pêches ?
Certains posent la question : pourquoi utiliser des réserves marines alors que d’autres outils de gestion
des pêches existent déjà ? Il est certainement meilleur, disent-ils, d’employer des méthodes déjà tentées
et éprouvées, plutôt que quelque chose de nouveau comme les réserves. Hastings and Botsford (1999)
ont montré mathématiquement que les réserves marines pouvaient être conçues pour atteindre les
mêmes niveaux de capture que les “mesures traditionnelles" de contrôles des pêcheries. Cependant, ils
précisent que les réserves offrent également d’autres avantages par rapport aux mesures “traditionnelles"
de gestion. Stockhausen and Lipcius (2001) ont utilisé un modèle mathématique populationniste pour
comparer les effets de différentes configurations de réserves (couvrant 20% de l’habitat global) et de
réduction des captures (de 20%) sur les langoustes du secteur Exuma Sound aux Bahamas. Ils ont
constaté que, selon différents types de mesures (captures moyennes, production larvaire et taux de
croissance de la population), plusieurs configurations pouvaient être classées du meilleur au pire : (1)
réserve unique de grande taille, (2) plusieurs réserves de petites tailles, (3) diminution des captures et (4)
absence de mesures de gestion.
Sladek Nowlis (2000), en utilisant une approche identique, a montré que les réserves étaient plus
performantes que les interdictions temporaires de pêche ou la définition d’une taille minimale de poisson.
A travers toute la gamme de simulations réalisées, les réserves assurent généralement des captures à
plus long terme, avec moins de restrictions sur les activités de pêche, qui seraient nécessaires avec
l’emploi d’autres mesures de gestion.
Les réserves offrent de nombreux avantages par rapport aux outils existants. Elles protègent les
habitats sensibles des perturbations et dégradations faites par les engins de pêche comme les chaluts.
Bien que l’interdiction d’utilisation de ces engins puisse empêcher ces dégradations, cela ne permet pas
d’avoir l’étendue de protection que les réserves peuvent apporter. Par exemple, les réserves empêchent
la mortalité par captures accidentelles en éliminant les risques de prises accidentelles. Elles éliminent les
captures par les engins perdus ou abandonnés. Elles éliminent l’impact des navires recherchant des
espèces à haute valeur commerciale sur les autres populations (c’est à dire rejeter les espèces à faible
valeur commerciale au profit des espèces à haute valeur). Elles stimulent/favorisent le développement de
populations naturelles avec des classes d’âges élargies, objectifs qu’une simple réduction de l’effort de
pêche ne peut atteindre. Les réserves peuvent également offrir une plus grande protection face aux
décisions politiques dans la gestion de pêche, les politiques décidant des quotas de pêche étant moins
disposés à rouvrir des réserves marines que d’outrepasser d'autres sortes de mesures de conservation
proposée par les halieutes (Roberts 2000a).
Les réserves procurent également des refuges aux espèces ne pouvant se maintenir dans les
secteurs où elles continuent d’être exploitées. La grande raie (Raja laevis) avait pratiquement totalement
disparu du Nord Est Atlantique, en raison des prises accidentelles dans les chaluts visant d’autres
espèces (Casey and Myers 1998). Toutefois, il a été montré, lors de pêches expérimentales dans des
secteurs interdits du "banc Georges", que le taux de recrutement de juvéniles de raies était bon dans la
zone protégée (S. Murawki comm. pers.).
En protégeant des écosystèmes intacts et non perturbés, les réserves peuvent aussi constituer
des références auxquelles les effets de la pêche peuvent être confrontés. Ce type d’information peut
améliorer la gestion des pêches, par exemple en fournissant une meilleure estimation des taux de
mortalité naturelle et par pêche. Deux réserves du Channel Islands en Californie ont permis de mieux
évaluer l’impact de la pêche en plongée sur l’holothurie Parasticopus parvimensis (Schroeter et al. 2001).
Ils ont monté qu’en 3 à 6 ans, la pêche entraînait une diminution des densités d’holothuries de 33 à 83%.
L’étude des données de CPUE conventionnelles n’avait montré aucun impact et même une augmentation
significative, dans le temps, sur une des îles.
Finalement, la question n’est pas de savoir si les réserves sont meilleures que les autres outils de
gestion. A la place, nous devrions voir comment combiner ces outils pour une meilleure efficacité. D’un
côté, certaines pêches pourraient être gérées à travers la création de réserves uniques, tandis que
d’autres n’en auraient pas besoin du tout. Entre ces deux extrêmes, la gestion de très nombreuses
espèces pourrait être améliorée en intégrant des réserves marines dans les "boîtes à outils" de gestion. A
tout instant, il faut se rappeler que les réserves concernent de nombreuses espèces. L’objectif est de
créer des réserves qui puissent bénéficier de façon globale à un large spectre d’espèces et de pêcheries.
13. Quelles sont les répercussions sociales des réserves marines sur les communautés locales ?
Les études sur les effets écologiques des réserves marines dépassent de loin celles de leurs effets sur les
populations (Beaumont 1997). Alors que de plus en plus d’études s’attardent sur les effets sur la pêche,
beaucoup se concentrent sur l’évolution des rendements et des prises par unité d’effort. Cependant, ces
analyses ne révèlent que très peu d’informations sur les populations impliquées dans ces projets.
Quelques études seulement se sont directement intéressées aux impacts sociaux et économiques des
réserves marines chez les pêcheurs et les communautés à une échelle plus large, mais elles fournissent
des informations importantes sur les issues équitables et les stratégies de gestion dans les communautés
de pêcheurs (Malleret-King 2000). Nance et al (1994) ont montré l’importance de ce type de recherches
dans leur étude sur l’impact social des fermetures temporaires et saisonnières de la pêche aux crevettes
au Texas. Ils ont rapporté la "surprise et la consternation" parmi les personnes du comité scientifique de
gestion de la fermeture à la pêche quand leurs travaux ont révélé qu’après six ans, plus de 40% des
pêcheurs interviewés ne comprenaient toujours pas quelle avait été la raison de la fermeture.
Un problème avec les études sociales est que l’impact social et la perception des communautés
sont des critères dynamiques qui changent rapidement avec le temps. La meilleure façon de donner une
image de l’impact social est de réaliser un suivi socio-économique sur le long terme. Cela a rarement été
essayé. Un des meilleurs exemples de suivi socio-économique reconnu est le travail réalisé par
Leeworthy (2001), qui a géré la réserve écologique de Sambos dans le Sanctuaire Marin National des
Keys en Floride, pendant quatre ans (T. Murray and Associates 2001). Un secteur d’intérêt particulier est
celui de la répartition des dépenses et bénéfices liés à la réserve dans les communautés, et surtout de
voir si les personnes qui ont perdu le plus (c’est à dire ceux qui pêchaient dans les secteurs maintenant
fermés) sont ceux qui ont profité le pus des conséquences biologiques et économiques de la protection. Il
a constaté que tous les pêcheurs locaux avaient vu leurs revenus augmenter pendant la période d'étude,
contrairement à ce qu’ils pensaient au départ. Cependant, ceux déplacés par la mise en place de la
réserve ont connu une augmentation moyenne de 67%, contre 22% pour les pêcheurs plus éloignés.
Le braconnage, ce qui se produit, dans une certaine mesure, dans pratiquement toutes les
réserves marines présentées dans ce rapport, peut vouloir dire que les pêcheurs bénéficiant des plus gros
poissons et des meilleures prises pourraient être ceux qui pêchent de façon illégale. Cette idée peut
détruire la confiance et le soutient des pêcheurs honnêtes. Lors d’une évaluation économique de la
SMMA de Sainte Lucie, Clark (2002) avait estimé que, si le taux de croissance des captures de poissons
observé au cours des 5 premières années de gestion était maintenu pendant 15 ans (idée soutenue par
les résultats de l’île Apo, Maypa et al. 2002) les revenus des pêcheurs pourraient éventuellement
dépasser le seuil de pauvreté de Sainte Lucie.
Parmi les effets sociaux positifs liés à l’implantation des réserves, on trouve une plus grande
conscience environnementale et de plus grandes possibilités de sensibilisation des communautés locales.
Les réserves marines constituent souvent un noyau pour les activités de conservation qui rentrent dans
les habitudes. Les réunions de consultation initiales intègrent souvent une forte dimension éducative. La
SMMA de Sainte Lucie propose des programmes éducatifs scolaires et organise des sorties de terrain
dans des bateaux à fond de verre pour la population locale afin de découvrir les récifs. A l’île d’Apo, les
revenus générés par le sanctuaire marin ont été utilisés comme bourse d’étude pour des étudiants locaux
(Bernando 2001).
L’implication directe des communautés locales dans la gestion des réserves marines accroît
l’intérêt et l’enthousiasme des personnes pour ces outils. Dans le cadre de la fermeture à la pêche au
homard à Eastport à Terre-Neuve, les écoles locales, ainsi que d’autres structures, ont été impliquées
dans la collecte et l’analyse des informations sur les débarquements de homards, pour évaluer l’efficacité
des zones fermées (Rowe and Feltham 2000). Le suivi des pêches d’invertébrés aux Fidji, par les
communautés locales, a très bien fonctionné aussi (Tawake et al. 2001). Neis (1995) propose que des
centres d’information et d’interprétation deviennent des lieux d’éducation pour les pêcheurs, et un lieu
pour leur permettre de diffuser leur savoir traditionnel aux communautés, touristes, chercheurs et
décisionnaires. L’implication de pêcheurs plaisanciers et professionnels dans des programmes de
marquage pour étudier les déplacements des poissons a eu aussi beaucoup de succès, notamment chez
les pêcheurs au gros en Afrique du Sud (Bullen et al. 2000). A chaque fois que les communautés sont
impliquées dans les programmes de gestion, il est important que les résultats des travaux soient
régulièrement diffusés (Tawake and Aalbersberg 2001, Horrill et al. 2001). Obura et al. (2002) ont montré
l’importance de l’implication des communautés dans la gestion des pêches dans la réserve marine
nationale de Kiunga au Kenya. La participation au programme de gestion accroît le sentiment de la
nécessité de gérer les ressources et permet aux communautés de s’impliquer (Obura et al. 2002).
Dans certains cas, les réserves marines ont permit d’améliorer les relations dans les
communautés et de réduire les conflits entre les groupes d’usagers et les gestionnaires, lorsqu’ils ont eu à
travailler ensemble dans des comités et prendre des décisions de gestion communes. Les programmes
de gestion pilotés par des comités peuvent agir comme des niveleurs sociaux lorsque pêcheurs, toursopérateurs et politiques locaux agissent ensemble pour prendre des décisions. Aux Fidji, Tawake et al.
(2001) ont rapporté que le succès des zones de cantonnement pour la pêche aux invertébrés avait donné
une certaine fierté et confiance à la population en montrant leur force face au changement. Cette
communauté est devenue un modèle pour les autres groupes de la région et a envoyé des conseillers
pour des projets extérieurs.
Toutefois, certains rapports montrent que les réserves peuvent aussi aggraver les problèmes
existants. Un des conflits les plus commun est celui qui existe entre les pêcheurs et les utilisateurs
récréatifs, notamment les plongeurs. Alors qu’un certain type d’activités sont autorisées à l’intérieur des
réserves, les pêcheurs peuvent parfois se sentir exclus de façon injuste, d’autres ne font l’objet d’aucune
réglementation. Ce genre de ressentiments ont été exprimés dans le cas de la réserve SMMA à Sainte
Lucie (obs. pers.) et dans les Keys en Floride (Suman et al. 1999). Des problèmes peuvent apparaître
lorsque les pêcheurs itinérants utilisent des secteurs de pêche de façon sporadique ou saisonnière. Cette
catégorie de pêcheurs ne sont en général pas consultés à propos des réserves marines parce qu’ils ne
sont pas assimilés aux communautés locales. Cependant, ils peuvent avoir un impact non négligeable sur
les ressources locales. Les exclure des réserves peut conduire à des problèmes, comme cela a été le cas
à Madagascar, lorsque les pêcheurs de la réserve marine de Nosy Atafana se sont déplacés sur d’autres
zones côtières (Grandcourt et al. 2001). Alternativement, ils peuvent continuer à pécher de façon illégale,
souvent parce qu’ils ne sont pas soumis aux mêmes pressions sociales que les communautés locales.
Grandcourt et al. (2001) estiment que le problème des pêcheurs itinérants nécessite une gestion côtière
améliorée et coordonnée sur un secteur très large. Le problème de la définition d’une communauté locale
a été illustré dans la planification réserve marine de Te Whanganui-a-Hei en Nouvelle Zélande. Dans cet
exemple, une communauté locale en particulier avait été consultée, mais les populations de villes proches
qui utilisaient aussi le secteur de façon régulière ne l’avaient pas été, pensant qu’elles auraient du être
associées au projet (Cocklin et al. 1998).
L’ensemble des communautés de pêcheurs devrait être représenté dès le départ des
consultations. Dans toute initiative communautaire, le danger est que les processus décisionnaires soient
dominés par de fortes personnalités représentant le point de vue de minorités, plutôt que la large majorité
de l ‘ensemble des interlocuteurs. Même lorsque l’ensemble des groupes d’usagers est représenté à
travers un comité, les points exposés peuvent être réduits à ceux d’un sous-groupe, ou les intérêts
particuliers de certains. Si cela peut éventuellement se produire, certains groupes qui auraient pu être
marginalisés en raison de différences sociales et économiques, dès le départ, pourraient se retrouver
encore plus isolés et interdits de vote. Les groupes qui sont souvent négligés, ou vu comme faisant partie
d’autres groupes au sein desquels ils n’ont aucune voix, sont les pêcheurs qui pêchent pour survivre et
les femmes pêcheurs. La raison de l’exclusion de ces groupes est souvent de nature culturelle ou parce
que ces personnes sont pêcheurs pour leur propre survie, plutôt que pour des intérêts commerciaux. Les
décisionnaires accordent souvent moins d’importance à ces groupes de pêcheurs. Les utilisateurs parlant
une autre langue ou venant de minorités ethniques peuvent également se sentir exclus, notamment du fait
de l’accès difficile à l’information, par exemple les hispanophones dans le projet de sanctuaire marin
national des Keys en Floride (Suman et al. 1999). Certains groupes de pêcheurs dont les activités sont
socialement inacceptables ou directement liées aux problèmes de gestion, par exemple la pêche à la
dynamite ou au poison, peuvent être exclus des politiques de gestion. De tels omissions peuvent faire
rater de réelles opportunités pour ces personnes de s’adapter aux plans de gestion, et conduit en général
à la persistance des problèmes qui n’ont pas été résolus.
Dans certains secteurs où des réserves marines ont été implantées, les pêcheurs perçoivent leur
exclusion comme l’évidence qu'ils sont blâmés de détériorer les ressources, alors qu’ils pensent que le
déclin des ressources provient plutôt de la mauvaise gestion des zones côtières, de la pollution et d’autres
perturbations. Si les pêcheurs sont dans cet état d’esprit, ils vont se sentir traités injustement et il est peu
probable qu’ils soutiennent les projets de réserve. L’importance des aspects éducation et discussions
avec les pêcheurs dans de tels cas apparaît évidemment vital. Les autres impacts contribuant au déclin
des pêcheries, comme la destruction des habitats et la pollution, devront être présentés à travers une
approche éducative avec les pêcheurs et les autres communautés.
13.1 Revenus alternatifs
Les réserves marines peuvent générer de nouveaux types de revenus pour les pêcheurs. Par exemple,
une des manières les plus efficaces d’intégrer les connaissances des pêcheurs locaux dans la gestion
des réserves marines est de les employer en tant que personnel de la réserve. Ce système a fonctionné
en Egypte à Nabq, où les Bédouins sont devenus des gardes de la réserve (Galal et al. 2002). Tous les
gardes de la réserve SMMA de Sainte Lucie sont recrutés dans les communautés locales de pêcheurs.
Leur savoir a une valeur inestimable dans l’application de la législation.
Dans le cadre du plan de gestion du Parc Marin de Nosy Atafana à Madagascar, un programme
de reconversion agricole a été mis en place pour aider les pêcheurs déplacés à trouver une source de
revenus alternative et additionnelle (Grandcourt et al. 2001). Dans le cadre du plan de gestion de la zone
côtière de Tanga en Tanzanie, plusieurs options alternatives à la survie des populations ont été testées.
Les problèmes se sont posés avec les DCPs, les fermes aquacoles d’huîtres et de poissons, mais
l’aquaculture des algues a rencontré un vif succès et de nombreux pêcheurs des communautés de tout le
district sont aujourd’hui impliqués dans cette production (Horrill et al. 2001).
Le développement touristique autour des réserves de Sainte Lucie a créé un nouveau créneau
économique pour les pêcheurs, qui utilisent leurs bateaux comme taxis marins (F.R. Gell and C.M.
Roberts, données non publiées). Cette activité a réduit la pression de pêche, offrant une opportunité
d’emplois pour des personnes qui seraient devenues pêcheurs. La restauration des peuplements de
poissons dans les réserves attire plus de touristes et améliore la capacité des communautés locales à
tirer profit du tourisme. Rudd (2001) et Rudd and Tupper (2002), montrent que les touristes des Turks et
Caicos seraient prêts à payer plus cher pour plonger sur des sites avec de gros Nassau mérous et des
langoustes (Panulirus argus). Sala et al. (2001) suggèrent que les Nassau mérous ont plus de valeur sous
l’eau que dans l’assiette à Belize, sur la base d’un développement touristique autour des regroupements
de ce poisson en période de reproduction. Au Kenya, les travaux de Malleret-King (2000) montrent que le
meilleur niveau de vie des populations vivant à proximité de la réserve marine de Kisite provient de leur
capacité à générer des revenus par le développement du tourisme, si on le compare aux populations plus
éloignées.
Cependant, les pêcheurs n’ont pas toujours accès à ce genre d’opportunités d’emplois dans le
marché du tourisme. En Jamaïque, à Montego Bay, les hôtels n’ont pas employé les pêcheurs parce qu’ils
ne répondaient pas au standing de la plupart des hôtels (Bunce et al. 1999).
Dans les régions où le tourisme de la plongée est important, les pêcheurs exclus par les réserves
marines peuvent se recycler vers l’industrie de la plongée. Dans le cadre du développement de la
Seaflower Biosphere Reserve en Colombie, 120 personnes, y compris des pêcheurs, ont eu l’opportunité
d’apprendre à plonger et 10 d’entre eux sont sur le point de devenir plongeurs professionnels. Un autre
avantage de cette approche était de faire travailler les pêcheurs et les responsables de centres de
plongées ensembles, et résoudre les conflits (M. Howard pers. comm.).
De nombreuses études ont montré l’importance de maintenir diverses sources de revenus chez
les pêcheurs issus des groupes organisés autour de la pêche artisanale (Allison and Ellis 2001, Fiske
1992, Howard comm. pers.). La diversification des sources de revenus provenant de la pêche, de
l’aquaculture et d’autres sources comme le troc ou des travaux occasionnels sont courants dans les pays
en voie de développement. Les personnes habituées à ce mode de fonctionnement ne peuvent s’adapter
au travail régulier et à plein temps du secteur touristique. La diversification des sources de revenus
permet aux personnes de compenser les pertes associées à certaines activités.
Les pêcheurs déplacés par la mise en place de réserves peuvent développer d’autres
opportunités de pêche. Par exemple, la mise en place d’un DCP à Sainte Lucie a permis à certains
pêcheurs de récifs de migrer vers la pêche des grands pélagiques. Dans ce cas et aussi dans d’autres,
des prêts ont permis aux pêcheurs d’investir dans des bateaux plus gros et plus puissants, ce qui les a
encouragé à aller pêcher les espèces pélagiques au large.
Certaines des réserves les plus efficaces présentées dans ce rapport sont nées d’initiatives de
gestion locale à petite échelle, comme l’approche "Local Marine Management" aux Fiji (Tawake et al.
2001, Tawake and Aalbersberg 2001), le programme de gestion du homard à Eastport à Terre-Neuve
(Rowe & Feltham 2000) et la SMMA de Sainte Lucie (Roberts et al. 2001a, Gell et al. en prép.). D’autres
cas bien décrits ont eu une approche plutôt Top-down et sont issus de projets de gestion à grande
échelle, comme le "banc Georges" (Murawski et al. 2000), les réserves d’Afrique du Sud (Atwood et al.
1997) et le Sanctuaire Marin National des Keys en Floride (Bohnsack and Ault 2002, Suman et al. 1999).
Le succès de chaque approche dépend énormément de la situation de départ. A travers l’analyse d’un
projet d’aire marine gérée en Indonésie, J. Adler (comm. pers.) a montré que le succès des mesures de
gestion à petite échelle, prises par les communautés locales, n’est possible que si les pressions sur les
ressources sont limitées et locales. Cependant, des principes de gestion à plus grande échelle sont
nécessaires si des pressions externes significatives sont exercées sur la côte, comme des pêcheurs
extérieurs venant chaluter à proximité des côtes.
Les méthodes d’application des réglementations sont très diverses selon les types de pêche et le
secteur impliqués. Le respect de ces mesures est évidemment essentiel au succès, et il est très important
d’identifier la méthode la plus efficace et ce qui est le plus adapté aux communautés locales. En instituant
un système d’amendes pour pêche illégale dans des secteurs où la pêche est un moyen de survie, les
gestionnaires doivent garder à l’esprit que certains pêcheurs comptent sur la pêche pour leur propre
survie. Dans de telles circonstances, la destruction des engins de pêche ou des verbalisations non
réalistes conduirait à accroître la pauvreté et les difficultés pour ces populations. Par ailleurs, les pénalités
doivent être affichées et utilisées de manière appropriée pour faire respecter la réglementation. Si aucune
mesure n’est prise vis à vis de la pêche illégale, la situation peut complètement ruiner les efforts de
gestion. Dans les sociétés à forte pression sociale, la honte associée au braconnage, ce qui en fait affecte
la communauté entière, est une force de dissuasion puissante.
Dans une réserve idéale, très peu de répression devrait être nécessaire, dans la mesure où le
soutient de la communauté se conformerait aux règles et maintiendrait l'ordre vis-à-vis des activités de
chacun. Adler (1996) a identifié l’éducation comme élément clé de la gestion des aires marines protégées
et a souligné l’importance de combiner éducation et application de la réglementation. Dans une étude
réalisée sur la grande Barrière en Australie, Adler a montré que, par personne, l’éducation revenait moins
cher à mettre en place que le fait de faire respecter la réglementation. Un système éducatif efficace peut
encourager l’autoréglementation, comme au Parc Marin de San Salvador aux Philippines, où la population
locale qui comprend et soutient les efforts de gestion participe au renforcement de la législation et
rapporte les pêches illégales (Buhat 1994).
Les compensations offertes aux pêcheurs dans les premières années de gestion des réserves est
un sujet de controverse, mais doit souvent être examiné. L’indemnisation peut être nécessaire dans les
sites où les pêcheurs ont perdu une proportion significative de leurs anciennes zones de pêche et où les
possibilités de pêche dans d'autres secteurs sont limitées. De telles conditions peuvent provenir de
contraintes géographiques ou être associées à des coûts en carburant prohibitifs. L’indemnisation peut
aussi être nécessaire quand les opportunités de trouver d’autres sources de revenus sont limitées.
Cependant, l’indemnisation ne peut être que de courte durée. Les modèles théoriques de l’effet des
réserves suggèrent que seules des mesures d’indemnisation temporaires devraient être retenues. Ces
modèles prévoient une chute initiale des captures par unité d’effort immédiatement après la création de la
réserve, un schéma soutenu par nos données de Sainte Lucie (Gell et al. en prép.). L’indemnisation peut
aider la communauté à surmonter les difficultés initiales en attente des bénéfices de la réserve sur la
pêche. Sans compensation financière, ce stade ne pourrait sans doute jamais être atteint.
Campellao and Georgiadis (1995) étudient la question de l’indemnisation et suggèrent que
l’indemnisation groupée est préférable à l’indemnisation individuelle à cause des difficultés d’identification
de qui à droit à quoi. Une des barrières à la compensation directe est le manque général de données
économiques sur les coûts et bénéfices des activités de pêche.
Beaumont (1997) souligne que dans certains cas où il semblerait préférable d’indemniser sous la
forme d’un investissement dans un projet de développement communautaire sur le long terme, la réalité
des besoins des individus qui souffrent de la mise en place de la réserve doit primer sur les décisions.
Des décisions très difficiles peuvent devoir être prises face à des pêcheurs vivant dans la misère, voire
sous le seuil de pauvreté et qui n’ont que la pêche pour survivre. Cela a été le cas à Sainte Lucie pour les
pêcheurs de récifs, les plus vieux (la plupart de plus de 50 ans) ayant reçu une compensation financière
de 150 US$ par mois pendant 12 mois (Roberts and Hawkins 2000). Cette aide financière a largement
contribué à faire accepter et soutenir les réserves marines, préparant le terrain pour une éventuelle
amélioration des captures.
14. Conclusions
Le fait que les réserves marines peuvent soutenir les pêcheries prend de plus en plus d’ampleur. De
nombreux éléments montrent que les réserves assurent la restauration des populations exploitées. Leur
efficacité a été démontrée pour de nombreuses espèces appartenant à tous les groupes visés par les
pêcheurs, notamment les poissons, crustacés, mollusques, échinodermes et ascidies. Les réserves
peuvent être créées pour profiter à des animaux ayant un large spectre de cycle de vie, de comportement
et de déplacements. Les changements de la structure d’âges et de tailles des populations d’espèces
protégées favorisent l’amélioration des taux de reproduction, avec l’augmentation de la production d’œufs
régulièrement rapportée dans les réserves. Les effets de la protection sont visibles rapidement,
notamment au travers de l’augmentation de la biomasse de 2 à 3 fois souvent atteinte en quelques
années. Cependant, les avantages continuent de s’accroître sur de longues périodes au fur et à mesure
que les habitats se restaurent et que les populations élargissent leur structure d’âges. Des exemples
positifs de réserves sont décrits pour différents habitats et différentes régions du monde.
De nombreuses études montrent aujourd’hui l’amélioration locale des captures de poissons aux
frontières des réserves. Il existe aussi un nombre croissant de cas pour lesquels les captures totales ont
atteint des niveaux supérieurs à ce qu’elles étaient quand les réserves n’existaient pas et que les zones
de pêche était plus importantes. Les effets sur la pêche sont rapides et ont été fréquemment mis en
évidence dans les cinq ans après la création des réserves. Ces effets sont plus importants (et plus
facilement détectables) dans les secteurs exploités à proximité des réserves, mais dans la plupart des
cas, l’exportation larvaire étend ces effets au delà des secteurs étudiés. Les petites réserves fonctionnent
bien, mais les effets sur les débarquements à l’échelle locale nécessite la création de réserves aux
bonnes dimensions et fonctionnant en réseau. Les cas les plus convaincants reposent sur des réserves
représentant des surfaces de protection des anciennes zones de pêche de 10 à 35%. Dans d’autres cas,
les réserves ont permis de maintenir des pêcheries à des niveaux d’exploitation qui auraient entraîné le
déclin des stocks exploités. La pêche récréative, artisanale, à petite échelle et industrielle ont toutes
profitées de la mise en place de réserves ou de fermeture à la pêche dans des secteurs où la gestion était
assurée par des pêcheurs assermentés jusqu’à la gestion par satellite.
Les expériences qui ont été décrites ont montré que le succès des réserves ne dépend pas du
type d’habitat, du secteur géographique, du type de pêcherie impliqué, ou de la sophistication des outils
de gestion. Nous avons maintenant la certitude qu’avec le soutient des communautés locales, les
réserves marines offrent un outil de gestion très efficace. Bien entendu, chaque secteur posera de
nouveaux défis, et chaque expérience offrira de nouvelles visions et leçons. Cependant, craindre que les
réserves ne rempliront pas leurs missions biologique et sociologique n’est pas quelque chose qui devrait
empêcher les pêcheurs ou les futurs gestionnaires de réserves de dormir.
Remerciements : Fiona Gell remercie le World Wildlife Fund-US pour son soutient lors de l’élaboration et
de la rédaction de ce rapport. Callum Roberts a été soutenu financièrement par un “Pew Fellowship in
Marine Conservation” attribué par “The Pew Charitable Trusts". Nous sommes très reconnaissants envers
Julie Hawkins pour ses commentaires sur cet ouvrage. Nous souhaiterions remercier les personnes
suivantes qui ont fourni des informations sur les différents cas d’étude : Angel Alcala, Chantal
Andrianarivo, Jen Ashworth, Colin Attwood, Jim Bohnsack, Steve Brouwer, Rob Davidson, Nasser Galal,
Edwin Grandcourt, Shane Kelly, Bob Leeworthy, Stephen Mangi, Aileen Maypa, Tim McClanahan, Rupert
Ormond, Carlo Pipitone, Lynda Rodwell, Sherrylynn Rowe, Garry Russ, José Luis Sánchez, Alifereti
Tawake, the Ucunivanua community, Maggie Watson and Trevor Willis. We also thank the following
people for responding to our call for recent information on reserves: Dan Afzal, Frederique Alban, Jackie
Alder, David Armstrong, Peter Auster, Mark Baine, Neville Barrett, Alpina Begossi, Rob Blyth, Erwin
Brunio, Blaise Bullimore, Leah Bunce, Annadel Cabanban, Juan Carlos Castilla, Ratana Chuenpagdee,
Chris Cocklin, Jeremy Collie, Jamie Davies, Omar Defeo, Graham Edgar, Akmad Fauzi, Miriam
Fernandez, Kenneth Frank, Rod Fujita, Heidi Glaesel, Alison Glass, Philipp Goeltenboth, Raquel Goñi,
Renata Goodridge, Edwin Hernandez, Dan Holland, Marion Howard, Glen Jamieson, Simon Jennings,
Peter Jones, Jean-Yves Jouvenel, Michel Kaiser, Daniela Kalikoski, Jean-Louis Kromer, Steve Lamberth,
Arielle Levine, Kate Lock, Brian Luckhurst, Enrique Macpherson, Bruce Mann, Bob McConnaughey, Carl
Meyer, Malden Miller, Helena Motta, John Munro, Lobo Orensanz, Sara Peck, Alejandro Pettovello, John
Pinnegar, Andrew Price, Kazumi Sakuramoto, Melita Samoilys, Zsolt Sary, Norm Sloan, Philip Stevens,
Buck Stockhausen, Al Stoner, Lizzi Tyler, Amanda Vincent, Barbara Walker, William Walsh, Laurent
Wantiez, David Whitmarsh, Alan White, David Witherell and Doug Woodby.
Références
Alder, J. (1996) Costs and effectiveness of education and enforcement, Cairns Section of the Great
Barrier Reef Marine Park. Environmental Management, 20, 541-551.
Allison, E.H. & F. Ellis. 2001. The livelihoods approach and management of small-scale fisheries. Marine
Policy 25, 377-388.
Allison, G.W., Lubchenco, J. and Carr, M.H. (1998) Marine reserves are necessary but not sufficient for
marine conservation. Ecological Applications S8, S79-S92.
Apostolaki, P., Milner-Gulland, E.J., McAllister, M.K. and Kirkwood, G.P. (2002) Modelling the effects
ofestablishing a marine reserve for mobile fish species. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic
Sciences 59, 405-415.
Armstrong, D.A., Wainwright, T.C., Jensen, G.C., Dinnel, P.A. and Andersen, H.B. (1993) Taking refuge
from bycatch issues: red king crab (Paralithodes camtschaticus) and trawl fisheries in the Eastern
Bering Sea. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 50, 1993-2000.
Attwood, C.G. (2002) Spatial and Temporal Dynamics of an Exploited Reef-fish Population. PhD Thesis,
University of Cape Town, South Africa, 302 pages.
Attwood, C.G. and Bennett, B.A. (1994) Variation in dispersal of Galjoen (Coracinus capensis) (Teleostei:
Coracinidae) from a marine reserve. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science 51, 12471257.
Attwood, C.G., B.Q. Mann, J. Beaumont &J.M. Harris. 1997. Review of the state of marine protected areas
in South Africa. South African Journal of Marine Science 18, 341-367.
Auster, P.J. (1998) A conceptual model of the impacts of fishing gear on the integrity of fish habitats.
Conservation Biology 12, 1198-1203.
Auster, P.J. and Malatesta, R.J. (1995) Assessing the role of non-extractive reserves for enhancing
harvested populations in temperate and boreal marine systems. In: Marine protected areas and
sustainable fisheries (eds N.L. Shackell and J.H.M. Willison). Science and Management of
Protected Areas Association, Wolfville, Nova Scotia, pp. 82-89.
Auster, P.J. and Langton, R.W. (1999) The effects of fishing on fish habitat. American Fisheries Society
Symposium 22, 150-187.
Babcock, R.C., Kelly, S., Shears, N.T., Walker, J.W. and Willis, T.J. (1999) Changes in community
structure in temperate marine reserves. Marine Ecology Progress Series 189, 125-134.
Ballantine, W.J. (1991) Marine Reserves for New Zealand, Leigh Marine Laboratory Bulletin 25, University
of Auckland.
Barber, P.H., Palumbi, S.R., Erdmann, M.V. and Kasim Moosa, M. (2000) A marine Wallace’s line? Nature
406, 692-693.
Barber, P.H., Palumbi, S.R., Erdmann, M.V. & Moosa, M.K. (2002) Sharp genetic breaks among
populations of Haptosquilla pulchella (Stomatopoda) indicate limits to larval transport: patterns,
causes, and consequences. Molecular Ecology 11, 659-674.
Beets, J. and A. Friedlander. 1999. Evaluation of a conservation strategy: a spawning aggregation closure
for red hind, Epinephelus guttatus, in the US Virgin Islands. Environmental Biology of Fishes 55,
91-98.
Begg, G.A. and Marteinsdottir, G. (2000) Spawning origins of pelagic juvenile cod Gadus morhua inferred
from spatially explicit age distributions: potential influences on year-class strength and
recruitment. Marine Ecology Progress Series 202, 193-217.
Beaumont, J. 1997. Community participation in the establishment and management of marine protected
areas: a review of selected international experience. South African Journal of Marine Science 18,
333-340.
Bernando, R.G. (2001) Environmental Impacts and Distribution of Benefits of Apo Island Marine
Sanctuary, Dauin, Negros Oriental, Philippines. MSc Thesis, University of the Philippines, Los
Baños.
Birkeland, C. and Friedlander, A.M. (2001) The Importance of Refuges for Reef Fish Replenishment in
Hawai’i. Hawai’i Audubon Society, Pacific Fisheries Coalition, Honolulu, Hawai’i.
Bohnsack, J.A. (1996) Maintenance and recovery of reef fishery productivity. In: Reef fisheries (eds
N.V.C. Polunin and C.M. Roberts). Chapman and Hall, London, pp. 283-313.
Bohnsack, J.A. (1998) Application of marine reserves to reef fisheries management. Australian Journal of
Ecology 23, 298-304.
Bohnsack, J.A. (2000) A comparison of the short-term impacts of no-take marine reserves and minimum
size limits. Bulletin of Marine Science 66, 635-650.
Bohnsack, J.A. and J.A. Ault. (2002) Reef Fish Community Dynamics and Linkages with Florida Bay. 2002
Annual Progress Report for South Florida Ecosystem Restoration Program. OAA/NMFS/SEFSC/
Protected ResourcesDivision PRD/01/02-06. 11 p.
Botsford, L.W., Hastings, A. and Gaines, S.D. (2001) Dependence of sustainability on the configuration of
marine reserves and larval dispersal distance. Ecology Letters 4, 144-150.
Bradshaw, C., Veale, L.O., Hill, A.S. and Brand, A.R. (1999) The effects of scallop dredging on Irish Sea
benthos: experiments using a closed area. Hydrobiologia 465, 129-138.
Bradshaw, C., Veale, L.O. and Brand, A.R. (2002) The role of scallop-dredge disturbance in long-term
changes in Irish Sea benthic communities: a reanalysis of an historical dataset. Journal of Sea
Research 47, 161- 184.
Brouwer, S. (2000) Movement patterns of red steenbras tagged and released in the Tsitsikamma National
Park. Tagging News, Oceanographic Research Institute, Durban, South Africa.
Buhat, D.Y. (1994) Community-based coral reef and fisheries management, San Salvador Island,
Philippines. In: Collaborative and Community-Based Management of Coral Reefs: Lessons from
Experience (eds A.T. White, L.Z. Hale, Y. Renard and L. Cortesi). Kumarian Press, Connecticut,
USA, pp. 33-50 Bullen, E., Mann, B. and Everett, B. (2000) Editorial. Tagging News 13,1.
Bunce, L., Gustavson, K., Williams, J. and Miller, M. (1999) The human side of reef management: a case
study analysis of the socio-economic framework of Montego Bay Marine Park. Coral Reefs 18,
369-380.
Buxton, C.D. and Smale, M.J. (1989) Abundance and distribution patterns of three temperate marine reef
fish (Teleostei: Sparidae) in exploited and unexploited areas off the southern cape coast. Journal
of Applied Ecology 26, 441-451.
Campello, S. & Georgiadis G. (1995) Local community management of marine protected areas. Tangará
Environment and Tourism Consultants, Brazil.
Carreiro-Silva, M. and McClanahan, T.R. (2001) Echinoid bioerosion and herbivory on Kenyan coral reefs:
the role of protection from fishing. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 262, 133153.
Casey, J.M., and Myers, R.A. (1998) Near extinction of a large, widely distributed fish. Science 281, 690692.
Castilla, J.C. (1999) Coastal marine communities: trends and perspectives from human exclusion
experiments. Trends in Ecology and Evolution 14, 280-283.
Castilla, J.C. and Durán, L.R. (1985) Human exclusion from the rocky intertidal zone of southern Chile: the
effects on Concholepas concholepas (Gastropoda). Oikos 45, 391-399.
Castilla, J.C., P. Manríquez, J. Alvarado, A. Rosson, C. Pino, C. Espoz, R. Soto, D. Oliva & O. Defeo.
(1998) Artisanal “Caletas” as units of production and co-managers of benthic invertebrates in
Chile. In
Proceedings of the North Pacific Symposium on Invertebrate Stock Assessment and Management. Edited
by G.S. Jamieson & A. Campbell. Can. Spec. Publ. Fish. Aquat. Sci. 125 pp. 407-413.
Clark, A.J. (2002) Economic Effects on Reef Fisheries of St. Lucian Marine Reserves. BSc Thesis,
Environment Department, University of York, York, UK.
Cocklin, C., Craw, M. and McAuley, I. (1998) Marine reserves in New Zealand: Use rights, public attitudes,
and social impacts. Coastal Management 26, 213-231.
Collie, J.S., Escanero, G.A. and Valentine, P.C. (1997) Effects of bottom fishing on the benthic megafauna
of Georges Bank. Marine Ecology Progress Series 155, 159-172.
Crowder, L.B., Lyman, S.J., Figueira, W.F. and Priddy, J. (2000) Source-sink population dynamics and the
problem of siting marine reserves. Bulletin of Marine Science 66, 799-820.
Davidson, R.J. (2001) Changes in population parameters and behaviour of blue cod (Parapercis colias;
Pinguipedidae) in Long Island – Lokomohua Marine Reserve, Marlborough Sounds, New Zealand.
Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 11, 417-435.
Davidson, R.J., Villouta, E., Cole, R.G. and Barrier, R.G.F. (2002) Effects of marine reserve protection on
spiny lobster (Jasus edwardsii) abundance and size at Tonga Island Marine Reserve, New
Zealand. Aquatic Conservation and Freshwater Ecosystems 12, 213-227.
Davis, G.E. and Dodrill, J.W. (1980) Marine parks and sanctuaries for spiny lobster fisheries management.
Proceedings of the Gulf and Caribbean Fisheries Institute 32, 194-207.
Dayton, P.K., Thrush, S.F., Agardy, M.T. and Hofman, R.J. (1995) Environmental effects of marine fishing.
Aquatic Conservation of Marine and Freshwater Ecosystems 5, 1-28.
Dragesund, O., Hamre, J., Ulltang, O. and Rapp, P.V. (1980) Journal du Conseil International pour
L’Exploration de la Mer 177, 43-71.
Dugan, J.E. and Davis, G.E. (1993) Applications of marine refugia to coastal fisheries management.
Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science 50, 2029-2042.
Dye, A.H., Branch, G.M., Castilla, J.C. and Bennett, B.A. (1994) Biological options for the management of
the exploitation of intertidal and subtidal resources. In: Rocky Shores: Exploitation in Chile and
South Africa. (ed W.R. Siegfried). Springer-Verlag, New York, USA, pp 131-154.
Edgar, G.J. and Barrett, N.S. (1999) Effects of the declaration of marine reserves on Tasmanian reef
fishes, invertebrates and plants. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 242,107144.
Fernandez, M. and Castilla, J.C. (2000) Recruitment of Homalaspis plana in intertidal habitats of central
Chile and implications for the current use of management and marine protected areas. Marine
Ecology Progress Series 208, 157-170.
Fiske, S.J. (1992) Sociocultural aspects of establishing marine protected areas. Ocean and Coastal
Management 18, 25-46.
Francour, P. (1991) The effect of protection level on a coastal fish community at Scandola, Corsica.
Revue Ecologique Terre et Vie 46, 65-81.
Francour, P. (1994) Pluriannual analysis of the reserve effect on ichthyofauna in the Scandola natural
reserve (Corsica, Northwestern Mediterranean). Oceanologica Acta 17, 309-317.
Francour, P., J-G. Harmelin, D.A. Pollard & S. Sartoretto. 2001. A review of marine protected areas in the
northwestern Mediterranean region: siting, usage, zonation and management. Aquatic
Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 11: 155-188.
Frank, K.T. and Brickman, D. (2001) Contemporary management issues confronting fisheries science.
Journal of Sea Research 45, 173-187.
Frank, K.T. (1992) Demographic consequences of age-specific dispersal in marine fish populations.
Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science 49, 2222-2231.
Friedlander, A.M. and DeMartini, E.E. (2002) Contrasts in density, size and biomass of reef fishes
between the northwestern and the main Hawaiian islands: the effects of fishing down apex
predators. Marine Ecology Progress Series 230, 25-264.
Fujita, R.M. Willingham, V. and Freitas, J. (1998) A Review of the Performance of some US West Coast
Marine Reserves. Environmental Defense Fund, Oakland, CA 94618.
Galal, N., Ormond, R.F.G., and Hassan, O. (2002) Effect of a network of no-take reserves in increasing
exploited reef fish stocks and catch per unit effort at Nabq, South Sinai, Egypt. Marine and
Freshwater Research 53, 199-205.
Garcia, S. and Demetropoulos, A. (1986) Management of Cyprus fisheries. FAO Fisheries Technical
Paper 250.
Gell, F.R., Roberts, C. M., Hubert, P., Hawkins, J.P., Goodridge, R., Oxenford, H.A., Joseph, W. and
George, S.N. (in prep. a) The rate and trajectory of recovery of fisheries adjacent to marine
reserves.
Gell, F.R., Roberts, C. M., Hawkins, J. P., Goodridge, R. and. Oxenford, H. A. (in prep. b) The effects of
marine reserves on reef fish populations and catch composition.
Gilman, E.L. (1997) Community based and multiple purpose protected areas: a model to select and
manage protected areas with lessons from the Pacific Islands. Coastal Management 25, 59-91.
Goñi,, R., Reñones, O., Quetglas, A. and Mas, J. (2001a) Effects of protection on the abundance and
distribution of red lobster (Palinurus elephas, Fabricius, 1787) in the marine reserve of
Columbretes Islands(Western Mediterraneo) and surrounding areas. In Actas de las I Jornadas
Internacionales Sobre Reservas Marinas. Murcia 24 al 26 de marzo 1999. Minissterio de
Agricultura, Pesca y Alimentación, Madrid, Spain.
Goñi, R., Reñones, O. and Quetglas, A. (2001b) Dynamics of a protected Western Mediterranean
population of the European spiny lobster Palinurus elephas (Fabricius, 1787) assessed by trap
surveys. Marine and Freshwater Research 52, 1577-1587.
Gotceitas, V., Fraser, S. and Brown, J.A. (1995) Habitat use by juvenile Atlantic cod (Gadus morhua) in
the presence of an actively foraging and non-foraging predator. Marine Biology 123, 421-430.
Gotceitas, V., Fraser, S. and Brown J.A. (1997) Use of eelgrass beds (Zostera marina) by juvenile Atlantic
cod (Gadus morhua). Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 54, 1306-1319.
Grandcourt, E., Andrianarivo, C., Rene de Roland, L. and Rajaonarison, R. (2001) Status and
management of the marine protected areas of Madagascar. International Coral Reef Action
Network, East African Component (ICRAN project UNEP/FAO) MT/1100-99-70.
Grantham, B.A., Eckert, G.L., Shanks, A.L. (2003) Dispersal potential of marine invertebrates in diverse
habitats. Ecological Applications, 13(1), S108-116.
Griffiths, M.H. and Wilke, C.G. (2002) Long-term movement patterns of five temperate-reef fishes (Pisces:
Sparidae): implications for marine reserves. Marine and Freshwater Research 53, 233-244.
Guénette, S., Lauck, T. and Clark, C. (1998) Marine reserves: from Beverton and Holt to the present.
Reviews in Fish Biology and Fisheries 8, 251-272.
Halpern, B.S. and Warner, R.R. (2002) Marine reserves have rapid and lasting effects. Ecology Letters 5,
361- 366.
Halpern, B.S. (2003) The impact of marine reserves: do reserves work and does size matter? Ecological
Applications 13(1), S117-137.
Hart, D. (2001) Sea scallops. In: Status of the Fishery Resources off the Northeastern United States,
Northeast Fisheries Science Center Resource Evaluation and Assessment Division, , NOAA,
Woods Hole, Massachusetts. http://www.nefsc.nmfs.gov/sos/
Hastings, A., Botsford, L. (1999) Equivalence in yield from marine reserves and traditional fisheries
management. Science 284, 1-2.
Heslinga, G.A., Orak, O. and Nngiramengior, M. (1984) Coral reef sanctuaries for trochus shells. Marine
Fisheries Review 46, 73-80.
Heyman, W.D., Graham, R.T., Kjerfve, B. and Johannes, R.E. (2001) Whale sharks Rhincodon typus
aggregate to feed on fish spawn in Belize. Marine Ecology Progress Series 215, 275-282.
Holland, D.S. and Brazee, R.J. (1996) Marine reserves for fisheries management. Marine Resource
Economics 11, 157-171.
Holland, K.N., Peterson, J.D., Lowe, C.G. and Wetherbee, B.M. (1993) Movements, distribution and
growth rates if the white goatfish Mulloides flavolineatus in a fisheries conservation zone. Bulletin
of Marine Science 52, 982-992.
Holland, K.N., Lowe, C.G. and Wetherbee, B.M. (1996) Movements and dispersal pattersn of blue trevally
(Caranx melampyygus) in a fisheries conservation zone. Fisheries Research 25, 279-292.
Horrill, J.C., Kalombo, H. and Makoloweka, S. (2001) Collaborative reef and reef fisheries management in
Tanga, Tanzania. Tanga Coastal Zone Conservation and Development Programme, IUCN
Eastern African Programme, Nairobi, Kenya.
Horwood, J.W., Nichols, J.H. and Milligan, S. (1998) Evaluation of closed areas for fish stock
conservation. Journal of Applied Ecology 35, 893-903.
Howard, M. (2001) Seaflower biosphere reserve: marine protected area system. CORALINA.
Howard, M., Connolly, E., Taylor, E. and Mow, J.M. (2001) Community-based development of multiple-use
marine protected areas: Promoting stewardship and sharing responsibility for conservation in the
San Andres Archipelago, Colombia. CORALINA.
Hutchings, J.A. (2000) Collapse and recovery of marine fishes. Nature 406, 882-885.
Jamieson, G.S. (2000) Marine protected areas and their relevance to abalone (Haliotis kamtschatkana)
conservation in British Columbia. In: Workshop on Rebuilding Abalone Stocks in British Columbia
(ed. A. Campbell). Canadian Special Publications in Fisheries and Aquatic Science, pp. 139-147.
Jennings, S. (2000) Patterns and predictions of population recovery in marine reserves. Reviews in Fish
Biology and Fisheries 10, 209-231.
Johnson, D.R., Funicelli N.A. and Bohnsack, J.A. (1999) Effectiveness of an existing estuarine no-take
fish sanctuary within the Kennedy Space Center, Florida. N. American Journal of Fisheries
Management 19, 436-453.
Jouvenel, J.-Y. and Pollard, D.A. (2001) Some effects of marine reserve protection on the population
structure of two spearfishing target-fish species, Dicentrarchus labrax (Moronidae) and Sparus
aurata (Sparidae), in shallow inshore waters, along a rocky coast in the northwestern
Mediterranean sea. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 11, 1-9.
Kelly, S. (2001) Temporal variation in the movement of the spiny lobster, Jasus edwardsii. Marine and
Freshwater Research 52, 323-331.
Kelly, S., Scott, D., MacDiarmid, A.B. and Babcock, R.C. (2000) Spiny lobster, Jasus edwardsii recovery
in New Zealand marine reserves. Biological Conservation 92, 359-369.
Kelly, S., Scott, D. and MacDiarmid, A.B. (2001) The value of a spillover fishery for spiny lobsters around
a marine reserve in northern New Zealand. Coastal Management 30, 153-166.
Kramer, D. L., Rangeley, R.W. and Chapman, L.J. (1997) Habitat selection: patterns of spatial distribution
from behavioural decisions. In: Behavioural Ecology of Teleost Fishes (ed. J.-G. J. Godin), Oxford
University Press, Oxford, pp. 37-80.
Kramer, D.L. and Chapman, M.R. (1999) Implications of fish home range size and relocation for marine
reserve function. Environmental Biology of Fishes 55, 65-79.
Krebs, J.R. and Davies, N.B. (1991) Behavioural Ecology: An Evolutionary Approach. Blackwell Scientific
Publications, London.
Kulka, D.W., Wroblewski, J.S. and Narayanan, S. (1995) Recent changes in the winter distribution and
movement of the northern Atlantic cod (Gadus morhua Linnaeus 1758) on the NewfoundlandLabrador shelf. ICES Journal of Marine Science 52, 889-902.
Kyle, R., Pearson, B., Fielding, P.J., Robertson, W.D. and Birnie, S.L. (1997) Subsistence shellfish
harvesting in the Maputaland Marine Reserve in the northen Kwazulu-Natal, South Africa: Rocky
shore organisms. Biological Conservation 82, 183-192.
Lafferty, K.D. and Kushner, D. (2000) Population regulation of the purple sea urchin (Strongylocentrus
purpuratus) at the California Channel Islands. In: Proceedings of the 5th California Islands
Symposium (eds. D.R. Brown, K.L. Mitchell and H.W. Chang) Publication 99-0038, Minerals
Management Service, Carmarillo, California, pp 379-381.
Lauck, T., Clark, C.W., Mangel, M. and Munro, G.R. (1998) Implementing the precautionary principle in
fisheries management through marine reserves. Ecological Applications 8, S72-S78.
Leeworthy, V.R. (2001) Socioeconomic Monitoring Program Florida Keys National Marine Sanctuary.
Preliminary findings from Two Years of Monitoring the Commercial Fisheries: Impact of No Take
Areas. U.S. Department of Commerce, National Oceanic and Atmospheric Administration,
National Ocean Service, Special Projects Office, 1305 East West Highway, SSMC4, 9th floor,
Silver Spring, MD 20910.
Levine, A. (2002) Global partnerships in Tanzania’s marine resource management: NGOs, the private
sector, and local communities. Paper submitted to the 9th Biennial Conference of the International
Association for the Study of Common Property (IASCP), Victoria Falls, Zimbabwe.
Lewis, C.V.W., Lynch, D.R., Fogarty, M.J. and Mountain, D. (2001) Effects of area closures on Georges
Bank
bivalves:
larval
transport
and
population
dartmouth.edu/Publications/internal_reports/NML-00-2/.
For
dynamics.
simulation
http://wwwnml.
model,
see:
http://www.seascallop.com/currents.html
Lindholm, J.B., Auster, P.J., Kaufman, L.S. (1999) Habitat-mediated survivorship of juvenile (0-year)
Atlantic cod Gadhus morhua. Marine Ecology Progress Series 180, 247-255.
Lipcius, R.N., Stockhausen, W. T. & Eggleston, D.B. (2001a) Marine reserves for Caribbean spiny lobster:
empirical evaluation and theoretical metapopulation recruitment dynamics. Marine and Freshwater
Research, 52: 1589-1598.
Lipcius, R.N., Seitz, R.D., Goldsborough, W.J., Montane, M.M. and Stockhausen, W.T. (2001b) A
deepwater dispersal corridor for adult female blue crabs in Chesapeake Bay. Spatial Process and
Management of Marine Populations. Alaska Sea Grant College Program, AKK-SG-01-02, pp. 643666.
Lizaso, J.L.S., Goñi, R., Reñones, O., Charton, G., Galzin, R., Bayle, J.T., Jerez, P.S., Ruzafa, A.P.,
Ramos, A.A. (2000) Density dependence in marine protected populations: A review.
Environmental Conservation 27, 144-158.
Longhurst, A. (1998) Cod: perhaps if we all stood back a bit? Fisheries Research 38, 101-108.
Malleret-King, D. (2000) A food security approach to marine protected area impacts on surrounding fishing
communities: the case of the Kisite Marine National Park in Kenya. PhD Thesis, University of
Warwick, UK.
Marine Reserves Task Group (MRTG) (1997) Towards a new policy on marine protected areas for South
Africa. South African Network for Coastal and Oceanic Research Occasional Report 2.
Maypa, A.P., Russ, G.R., Alcala, A.C. and Calumpong, H.P. (2002) Long-term trends in yield and catch
rates of the coral reef fishery at Apo Island, Central Philippines. Marine and Freshwater Research
53, 207-213.
McClanahan, T.R. and Kaunda-Arara, B. (1996) Fishery recovery in a coral reef marine park and its
effects on the adjacent fishery. Conservation Biology 10, 1187-1199.
McClanahan, T.R. and Mangi, S. (2000) Spillover of exploitable fishes from a marine park and its effect on
the adjacent fishery. Ecological Applications 10, 1792-1805.
McClanahan, T.R. and Mangi, S. (2001) The effect of a closed area and beach seine exclusion on coral
reef fish catches. Fisheries Management and Ecology 8, 107-121.
Meyer, J.L., Schultz, E.T., Helfman, G.S. (1983) Fish Schools – an asset to corals. Science 220, 10471049.
Mosquera, I., Côté, I.M. Jennings, S. & Reynolds, J.D. 2000. Conservation benefits of marine reserves for
fish populations. Animal Conservation 4, 321-332.
Munro, J.L. (2000) Outmigration and movement of tagged coral reef fish in a marine fishery reserve in
Jamaica. Proceedings of the Gulf and Caribbean Fisheries Institute 51, 557-568.
Murawski, S.A., Brown, R., Lai, H.-L. Rago, P.J. and Hendrickson, L. (2000) Large-scale closed areas as
a fisheries management tool in temperate marine systems: the Georges Bank experience. Bulletin
of Marine Science 66, 775-798.
Murray, S.N., Ambrose, R.F., Bohnsack, J.A., Botsford, L.W., Carr, M.H., Davis, G.E., Dayton, P.K.,
Gotshall,
D., Gunderson, D.R., Hixon, M.A., Lubchenco, J., Mangel, M., MacCall, A., McArdle, D.A., Ogden, J.C.,
Roughgarden, J., Starr, R.M., Tegner, M.J. and Yoklavich, M.M. (1999) No-take reserve networks:
sustaining fishery populations and marine ecosystems. Fisheries 24, 11-25.
Murray, S.N. (1998) Effectiveness of marine life refuges on Southern California Shores. In: California and
the World Ocean ’97. Taking a look at California’s Ocean Resources: an agenda for the future
(eds. O.T. Magoon, H. Converse, B. Baird and M. Miller-Henson) American Society of Civil
Engineers, Reston, VA. pp. 1453-1465.
Murray, T.J. & Associates (2001) Socio-economic Baseline Development Florida Keys National Marine
Sanctuary: 1998-2000.
Nance, J.M., Garfield, N.H. and Paredes, J.A. (1994) Studying the social impact of the Texas shrimp
closure. Human Organization 53, 88-92.
NEFSC (Northeast Fisheries Science Center) (2001) Assessment of 19 Northeast Groundfish Stocks
through 2000. A Report to the New England Fishery Management Council’s Multi-Species
Monitoring Committee. Northeast Fisheries Science Center Reference Document 01-20.
http://www.nefsc.noaa.gov/nefsc/publications/crd/crd0120/
Neis, B. (1995) Fishers’ ecological knowledge and marine protected areas. In: Marine protected areas and
sustainable fisheries (eds N.L. Shackell and J.H.M. Willison). Science and Management of
Protected Areas Association, Wolfville, Nova Scotia.
N.R.C. (National Research Council). (1999) Sustaining Marine Fisheries. National Academy Press,
Washington, DC.
N.R.C. (National Research Council) (2001) Marine Protected Areas. Tools for Sustaining Ocean
Ecosystems. National Academy Press, Washington, DC.
N.R.C. (National Research Council)(2002) Effects of Trawling and Dredging on Seafloor Habitat. National
Academy Press, Washington, DC.
Obura, D.O., Wells, S.M., Church, J. and Horrill, C. (2002) Monitoring fish and fish catches by local
fishermen in Kenya and Tanzania. Marine and Freshwater Research, 53, 215-222.
Paddack, M.J. and Estes, J.A. (2000) Kelp forest fish populations in marine reserves and adjacent
exploited areas of central California. Ecological Applications 10, 855-870.
Pajaro, M., Olano, F. and San Juan, B. (1999) Documentation and Review of Marine Protected Areas in
the Philippines: A Preliminary Report. Haribon Foundation, Manila, Philippines.
Palsson, W.A. and Pacunski, R.E. (1995) The Response of Rocky Reef Fishes to Harvest Refugia in
Puget Sound. Proceedings, Volume 1: Puget Sound Research ‘95. Puget Sound Water Quality
Authority, Olympia, Washington.
Palumbi, S.R. (2001) The ecology of marine protected areas. In: Marine Community Ecology (eds
Bertness, M.D., Gaines, S.D. and Hay, M.E.) Sinauer Associates, Sunderland, pp. 509-530.
Palumbi, S.R. (2003) Population genetics, demographic connectivity and the design of marine reserves.
Ecological Applications, 13(1), S146-158.
Penny, A.J., Mann-Lang, J.B., Van der Elst, R.P. and Wilke, C.G. (1999) Long-term trends in catch and
effort in the Kwazulu-Natal nearshore linefisheries. South African Journal of Marine Science 21,
51-76.
Pezzey, J.C.V., Roberts, C.M. and Urdal, B.T. (2000) A simple bioeconomic model of a marine reserve.
Ecological Economics 33, 77-91.
Pinnegar, J.K., Polunin, N.V.C., Francour, P., Badalamenti, F., Chemello, R., Harmelin-Vivien, M.L.,
Hereu, B., Milazzo, M., Zabala, M., D’Anna, G. and Pipitone, C. (2000) Trophic cascades in
benthic marine ecosystems: lessons for fisheries and protected-area management. Environmental
Conservation 27, 179-200.
Plan Development Team (PDT) (1990) The potential of marine fishery reserves for reef management in
the US Southern Atlantic (J.A. Bohnsack ed.) NOAA Tech. Memo. NMFS-SEFC-261, 1-40.
Plante, R., Fricke, H. and Hissmann, K. (1998) Coelacanth population, conservation and fishery activity at
Grande Comore, West Indian Ocean. Marine Ecology Progress Series 166, 231-236.
Polunin, N.V.C. (2002) Marine protected areas, fish and fisheries. In: Handbook of Fish and Fisheries.
Volume 2: Fisheries (eds. P.J.B. Hart and J.D. Reynolds). Pp. 293-318. Blackwell Science,
Oxford.
Rago, P., and McSherry, M. (2002) Spatial distribution of fishing effort for sea scallops: 1998-2000. In:
Workshop on the Effects of Fishing Gear on Marine Habitats off the Northeastern United States.
Northeast Region Essential Fish Habitat Steering Committee, October 23-25, 2001, Boston,
Massachusetts.
NOAA,
Woods
Hole,
Massachusetts.
Appendix
G.
http://www.nefsc.nmfs.gov/nefsc/publications/crd/crd0201/index.htm
Ramos-Espla, A.A. and McNeill, S.E. (1994) The status of marine conservation in Spain. Ocean and
Coastal Management 24, 125-138.
Roa, R. and Bahamonde, R. (1993) Growth and expansion of an exploited population of the squat lobster
(Pleuroncodes monodon) after 3 years without harvesting. Fisheries Research 18, 305-319.
Roberts, C.M. (1996) Settlement and beyond: population regulation and community strunture of reef
fishes. In Reef Fisheries (N.V.C. Polunin and C.M. Roberts, eds.), pp. 85-112. Chapman and Hall,
UK.
Roberts, C.M. (1997) Ecological advice for the global fisheries crisis. Trends in Ecology and Evolution 12,
35-38.
Roberts, C.M. (1998) Sources, sinks, and the design of marine reserve networks. Fisheries 23,16-19.
Roberts, C.M. (2000a) Why does fishery management so often fail? In: Science and Environmental
Decision Making (eds M. Huxham and D. Sumner), Prentice Hall, London, pp 170-192.
Roberts, C.M. (2000b) Selecting the locations of marine reserves: optimality vs opportunism. Bulletin of
Marine Science 66, 581-592.
Roberts, C.M. (2002) Deep impact: the rising toll of fishing in the deep sea. Trends in Ecology and
Evolution 17, 242-245.
Roberts, C. M. (in press) Marine protected areas and biodiversity conservation. In: Marine Conservation
Biology: The Science of Maintaining the Seas Biodiversity. (eds E. Norse and L. Crowder), Island
Press, Washington DC.
Roberts, C.M. and Polunin, N.V.C. (1991) Are marine reserves effective in management of reef fisheries?
Reviews in Fish Biology and Fisheries 1, 65-91.
Roberts, C.M. and Polunin, N.V.C. (1993a) Effects of marine reserve protection on northern Red Sea fish
populations. Proceedings of the 7th International Coral Reef Symposium, Guam 2, 969-977.
Roberts, C.M. and Polunin, N.V.C. (1993b) Marine Reserves: Simple solutions to managing complex
fisheries? Ambio 22, 363-368.
Roberts, C.M. and Hawkins, J.P. (2000) Fully-protected Marine Reserves: A Guide. WWF Endangered
Seas Campaign, Washington, DC and University of York, UK. Available to download from:
www.panda.org/resources/publications/water/mpreserves/mar_dwnld.htm
Roberts, C.M. and Sargant, H. (2002) The fishery benefits of fully protected marine reserves: why habitat
and behaviour are important. Natural Resource Modeling 15, 487-507.
Roberts, C.M., Bohnsack, J.A., Gell, F.R., Hawkins, J.P. and Goodridge, R. (2001a) Effects of marine
reserves on adjacent fisheries. Science 294, 1920-1923.
Roberts C.M., Halpern, B. Palumbi, S.R. and Warner, R.R. (2001b) Designing networks of marine
reserves: Why small, isolated protected areas are not enough. Conservation Biology in Practice 2,
10-17.
Roberts, C.M., Bohnsack, J.A., Gell, F.R., Hawkins, J.P. and Goodridge, R. (2002) Marine reserves and
fisheries management. Science 295, 1233-1235.
Rogers-Bennett, L. and Pearse, J.S. (2001) Indirect benefits of marine protected areas for juvenile
abalone. Conservation Biology 15, 642-647.
Rowe, S. (2001) Movement and harvesting mortality of American lobsters (Homarus americanus) tagged
inside and outside no-take reserves in Bonavista Bay, Newfoundland. Canadian Journal of
Fisheries and Aquatic Science 58, 1336-1346.
Rowe, S. (2002) Population parameters of American lobster inside and outside no-take reserves in
Bonavista Bay, Newfoundland. Fisheries Research 56, 167-175.
Rowe, S. and Feltham, G. (2000) Eastport peninsula lobster conservation: Integrating Harvesters’ Local
Knowledge and Fisheries Science for Resource Co-management. In: Finding Our Sealegs:
Linking Fishery People and Their Knowledge with Science and Management (ed B. Neis and L.
Felt). Institute of Social and Economic Research Press, St John’s, Newfoundland, pp. 236-245.
Rowley, R.J. (1994) Case studies and reviews. Marine reserves in fisheries management. Aquatic
Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 4, 233-254.
Rudd, M.A. (2001) The non-extractive economic value of spiny lobster Panulirus argus in the Turks and
Caicos Islands. Environmental Conservation 28, 226-234.
Rudd, M.A. and Tupper, M.H. (2002) The impact of Nassau grouper size and abundance on scuba diver
site selection and MPA economics. Coastal Management 30, 133-151.
Russ, G.R. (2002) Yet another review of marine reserves as reef fishery management tools. In: Coral Reef
Fishes. Dynamics and Diversity in a Complex Ecosystem (ed P.F. Sale). Academic Press, San
Diego, pp. 421-443.
Russ, G.R. and Alcala, A.C. (1996a) Marine reserves: rates and patterns of recovery and decline of large
predatory fish. Ecological Applications 6, 947-961.
Russ, G.R. and Alcala, A.C. (1996b) Do marine reserves export adult fish biomass? Evidence from Apo
island, Central Philippines. Marine Ecology Progress Series 132, 1-9.
Russ, G.R. and Alcala, A.C. (1998) Natural fishing experiments in marine reserves 1983-1993: roles of life
history and fishing intensity in family responses. Coral reefs 17, 399-416.
Sadovy, Y. (1993) The Nassau grouper, endangered or just unlucky? Reef Encounter 13, 10-12.
Sala, E., Ballesteros, E. and Starr, R.M. (2001) Rapid decline of Nassau grouper spawning aggregations
in Belize: Fishery management and conservation needs. Fisheries 26, 23-30.
Sauer, W.H.H. (1995) South Africa’s Tsitsikamma National Park as a protected breeding area for the
commercially exploited chokka squid Loligo vulgaris reynaudii. South African Journal of Marine
Science 16, 365-371.
Schroeter, S.C., Reed, D.C., Kushner, D.J., Estes, J.A. and Ono, D.S. (2001) The use of marine reserve
in evaluating the dive fishery for warty sea cucumber (Parastichopus parvimensis) in California,
USA. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 58, 1773-1781.
Shanks, A. L., Grantham, B. and Carr, M. (2003) Propagule dispersal distance and the size and spacing of
marine reserves. Ecological Applications, 13(1): S159-169.
Shears, N.T. and Babcock, R.C. (2002) Marine reserves demonstrate top-down control of community
structure on temperate reefs. Oecologia 132, 131-142.
Shepherd, S.A. and Rodda, K.R. (2001) Sustainability demands vigilance: evidence for serial decline of
the greenlip abalone fishery and a review of management. Journal of Shellfish Research 20, 829841.
Shipp, R.L. (2002) No take marine protected areas (nMPAs) as a fishery management too, a pragmatic
perspective: A report to the FishAmerica Foundation.
Shorthouse, B. 1990. The Great Barrier Reef Marine Park: How does is work for fishermen? Australian
Fisheries, December 1990: 16-17.
Sladek Nowlis, J. (2000) Short and long-term effects of three fishery-management tools on depleted
fisheries. Bulletin of Marine Science 66, 651-662.
Sladek Nowlis, J.S., and Roberts C.M. (1999) Fisheries benefits and optimal design of marine reserves.
Fishery Bulletin 97, 604-616.
Steele, J.H. (1998) Regime shifts in marine ecosystems. Ecological Applications 8, S33-36.
Stephens, D.W. and Krebs, J.R. (1986) Foraging Theory. Princeton University Press, Princeton, New
Jersey, USA.
Stevens, P.W. and Sulak, K.J. (2001) Egress of adult sport fish from an estuarine reserve within Merritt
Island National Wildlife Refuge, Florida. Gulf of Mexico Science 2, 77-89.
Stockhausen, W.T. and R.N. Lipcius (2001) Single large or several small marine reserves for the
Caribbean spiny lobster? Marine and Freshwater Research 52, 1605-1614.
Stoner, A.W. and Ray-Culp, M. (2000) Evidence for Allee effects in an over-harvested marine gastropod:
density-dependent mating and egg production. Marine Ecology Progress Series 202, 297-302.
Suman, D., Shivlani, M. and Milon, J.W. (1999) Perceptions and attitudes regarding marine reserves: a
comparison of stakeholder groups in the Florida Keys National Marine Sanctuary. Ocean and
Coastal Management 42, 1019-1040.
Swearer, S.E., Caselle, J., Lea, D. and Warner, R.R. (1999) Larval retention and recruitment in an island
population of a coral reef fish. Nature 402, 799-802.
Swearer, S.E., Hellberg, M.E., Thorrold, S.R., Jones, G.P., Robertson, D.R., Morgan, S.G., Selkoe, K.A.,
Ruiz, G.M. and Warner, R.R. (2002) Evidence of self-recruitment in demersal marine populations.
Bulletin of Marine Science 70, S251-S271.
Tawake, A. & B. Aalbersberg. (in prep.). Community-based refugia management in Fiji. In: Coastal
Protection for and by the People of the Indo-Pacific: Learning from 13 Case Studies. The World
Resources Institute, Washington, DC, USA.
Tawake, A., Parks, J.E., Radikedike, P., Aalbersberg, B., Vuki, V. and Salafsky, N. (2001) Harvesting
clams and data: Involving local communities in monitoring: A case in Fiji. Conservation Biology in
Practice 2, 32-35.
Tegner, M.J. (1993) Southern California abalones: can stocks be rebuilt using marine harvest refugia?
Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 50, 2010-2018.
Thrush, S.F., Hewitt, J.E., Funnell, G.A., Cummings, V.J., Ellis, J. Schultz, D. Talley, D. and Norkko, A.
(2001) Fishing disturbance and marine biodiversity: the role of habitat structure in simple softsediment systems. Marine Ecology Progress Series 223, 277-286.
Wallace, S.S. (1999) Evaluating the effects of three forms of marine reserve on northern abalone
populations in British Columbia, Canada. Conservation Biology 13, 882-887.
Walls, K. (1998) Leigh marine reserve, New Zealand. Parks 8, 5-10.
Wantiez, L., Thollot, P. and Kulbicki, M. (1997) Effects of marine reserves on coral reef fish communities
from five islands in New Caledonia. Coral Reefs 16, 215-224.
Warner, R.R., Swearer, S. and Caselle, J.E. (2000) Larval accumulation and retention: implications for the
design of marine reserves and essential fish habitat. Bulletin of Marine Science 66, 821-830.
Warner, R.R. and Cowen, R.K. (2002) Local retention of production in marine populations: Evidence,
mechanisms, and consequences. Bulletin of Marine Science 70, S245-S249.
Watling, L., and Norse, E.A. (1998) Disturbance of the seabed by mobile fishing gear: a comparison to
forest clearing. Conservation Biology 12, 1180-1197.
Wickstrom, K. (2002) Marine reserves and fisheries management. Science 295, 1233-1235.
Willis, T.J., Parsons, D.M. and Babcock, R.C. (2001) Evidence of long-term site fidelity of snapper (Pagrus
auratus) within a marine reserve. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research 35,
581-590.
Yeung, C., Criales, M.M. and Lee, T.N. (2000) Unusual larval abundance of Scyllarides nodifer and
Albunea sp. during an intrusion of low-salinity Mississippi flow water in the Florida Keys in
September 1993: Insight into larval transport from upstream. Journal of Geophysical Research –
Oceans 105, 28741-28758.
Yamasaki, A. and Kuwahara, A. (1990) Preserved area to effect recovery of over-fished Zuwai crab stocks
off Kyoto Prefecture. In: Proceedings of the International Symposium on King and Tanner Crabs,
November 1989, Anchorage, Alaska. Alaska Sea Grant College Program, University of Alaska,
Fairbanks, Alaska, pp. 575-585.
Yoklavich, M.M. (1998) Marine harvest refugia for west coast rockfish: a workshop. NOAA Technical
Memorandum NMFS-SWFSC-255, Silver Springs, Maryland.
12. L’Aire Marine Protégée de Soufrière, Ste Lucie, West Indies
Soufrière est une petite ville localisée sur la côte Sud Ouest de Sainte Lucie pour laquelle la pêche et le
tourisme sont deux sources de revenus importantes. Les récifs coralliens qui longent la côte dans ce
secteur sont à l’origine de la plupart de ces revenus. Le tourisme est principalement orienté vers le
"snorkeling" (nage avec palmes, masque et tuba), la plongée et la navigation de plaisance, et la pêche est
séparée en deux grands secteurs, la pêche artisanale côtière sur les récifs et la pêche offshore des
espèces pélagiques comme le thon. Depuis les années 80, des conflits ont vu le jour en raison du
caractère limité des ressources côtières, entre pêcheurs et plongeurs et un intérêt grandissant vis à vis de
la diminution des captures de poissons récifaux et de l’état de santé des récifs.
En 1986, le Gouvernement de Sainte Lucie a classé de nombreux récifs parmi les récifs majeurs de
Sainte Lucie en réserves marines, avec une réglementation portant sur leur protection vis à vis de la
pêche et d’autres sources d’impacts. Cependant, les zones protégées n’étaient pas officiellement définies,
et aucuns financements n’étaient disponibles pour établir des frontières ou une surveillance. Par
conséquent, la législation était inefficace (White 1994, George 1996). En 1987, le Gouvernement a mis en
avant un projet de développement d’un Parc National dans le secteur de la Soufrière, prenant en compte
les habitats terrestres et marins, et particulièrement les récifs coralliens. Plusieurs tentatives de mise en
place de réserves et de secteurs prioritaires à la pêche ont été faites par le Département des Pêches. Des
groupes locaux ont commencé une consultation sur les secteurs à protéger et ont mis en place un
programme de suivi, mais il n'y avait aucune gestion active, à l’exception d’une petite réserve interdite à la
pêche en face d’un hôtel (la réserve d’Anse Chastanet – voir Roberts and Hawkins 2000).
En 1992, les différents partis impliqués dans la gestion des ressources marines de la Soufrière ont
renouvelé leurs efforts pour établir une aire de gestion des ressources marines et côtières. Ils se sont
rassemblés en un comité avec des représentants de la Fondation pour le Développement Régional de
Soufrière, du département des Pêches et de l’Institut des Ressources Naturelles de la Caraïbe. Ce comité
a identifié les différents interlocuteurs devant être impliqués dans le nouveau processus de consultation et
a coordonné les négociations (George 1996). Le comité a décidé que la meilleure approche serait de
démarrer par un schéma limpide, en réétudiant l’ensemble des réserves marines et zones prioritaires à la
pêche existantes. Les usagers et autres interlocuteurs ont produit des cartes montrant les usages actuels,
conflits et état des ressources côtières autour de Soufrière. Plusieurs aspects ont été pris en compte dont
la plaisance et la plongée, la pêche, les sources de conflit, les utilisations récréatives locales, ainsi que les
problématiques de pollution et de dégradation des récifs. Après une large consultation publique, le projet
d’Aire Marine Protégée de Soufrière (SMMA) a été présenté au Gouvernement pour avis en 1994, et
accepté. Les différents partenaires, avec les experts locaux et régionaux ont élaboré un plan de gestion.
USAID et la Mission Française de Coopération ont apporté leur soutient pour les premières étapes de la
gestion, en finançant le balisage des réserves, les corps-morts pour les voiliers, un bureau, un bateau de
surveillance et les premiers salaires pour un gestionnaire et des rangers (George 1996).
La SMMA a été officiellement créée en 1995, avec un démarrage sur le terrain dès juillet 1995. Le secteur
couvre 11km de côtes et s’étend à 100m au large ou jusqu’à 70m de profondeur, et est divisé en une
série de zones comprenant :
1. Réserves marines - toutes activités de prélèvement sont interdites, mais la plongée sous marine est
autorisée.
2. Zone de pêche prioritaire – plongée et autres usages sont autorisés mais la pêche est prioritaire.
3. Zones de mouillage pour bateaux de plaisance – secteurs dans lesquels des corps-morts sont à
disposition des bateaux. La pêche et la plongée sont autorisées.
4. Zones à usages multiples – toutes les activités sont permises dans ces secteurs, à l’exception des
activités interdites partout dans la SMMA comme le jet-ski et le prélèvement de coraux.
Un des objectifs principaux dans la mise en place de la SMMA, incluant des zones de réserves marines
intégrales et des zones prioritaires à la pêche, a été de gérer les pêcheries récifales locales et empêcher
un déclin plus important des captures de poissons récifaux et de l’état de santé des récifs coralliens. La
coopérative des pêcheurs de la Soufrière (SFC) a joué un rôle important dans le processus de
consultation de la SMMA et a validé l’emplacement des réserves et des zones prioritaires à la pêche. Un
des problèmes avec le processus de consultation, que les pêcheurs côtiers ont identifié plus tard, était
que les représentants de la SFC étaient principalement des pêcheurs à la seine qui pêchent sur les fonds
sableux en face des plages et visent des espèces pélagiques de petites tailles comme les jacks
(Carangidae) et les aiguilles de mer (Hemiramphidae). Les zones de pêche prioritaires sélectionnées
étaient principalement des zones de plages, et les secteurs interdits englobaient beaucoup de zones
récifales importantes. Les pêcheurs de récifs ont ainsi estimé qu’ils n’avaient pas été représentés
justement et avaient perdu la plupart de leurs meilleures zones de pêche, tandis que les pêcheurs à la
seine avaient gardé l’usage de leurs meilleurs sites.
La protection des stocks de poissons récifaux a été une grande réussite. Le suivi annuel de la biomasse
en poissons récifaux, ayant démarré avant la mise en place des mesures de gestion, a montré une
augmentation par 4 de la biomasse des poissons commerciaux à l’intérieur des réserves et par 3 dans les
secteurs de pêche (Figure 1, Roberts et al. 2001, Gell et al. in prep. a).
Goodridge et al. (1997) ont collecté des informations de bases sur le statut des pêcheries récifales de
Soufrière au moment de la mise en place de la SMMA, et pendant les premiers mois d’administration.
Roberts et al. (2001) ont comparé ces informations avec des données collectées en 2000/1, c’est à dire
après 5 ans de gestion effective. Ils ont trouvé des augmentations significatives des prises totales et
prises par unité d’effort chez les pêcheurs utilisant les deux principaux engins de pêche – grands casiers
calés pour la nuit et petits casiers appâtés avec du poisson et calés pour 1-2 heures (Fig. 2). Pour les
nasses de grande taille, la moyenne des captures par voyage, des captures par nasse par voyage et des
captures par heure avaient augmenté significativement, alors qu'il n’y avait pas de changement significatif
dans les captures moyennes des casiers par jour immergé. Pour les grands casiers, les prises moyennes
par sorties, les captures moyennes par casier et par sortie et les captures par heure de sortie ont toutes
augmenté de façon significative, alors qu’aucun changement significatif n’était observé dans les captures
moyennes des casiers par jour immergé. Pour les petits casiers, les captures moyennes par sortie et les
captures par casier ont augmenté significativement, tandis qu’il n’y avait pas de différence significative
des captures moyenne par heure pêchée. Les prises par unité d’effort ont augmenté de 46% dans les
grands casiers et 90% dans les petits casiers. Alors que l’effort de pêche avait été similaire entre 1995/6
et 2001, Roberts et al. (2001) ont conclu que les réserves avaient permis des débarquements totaux en
poissons récifaux supérieurs à ce qu’ils étaient au moment de la mise en place des réserves.
En termes de composition des captures, les proportions de poissons chirurgiens (Acanthuridae),
vivaneaux (Lutjanidae) et poissons grondeurs (Heamulidae) ont augmenté dans les grands casiers. Dans
les petits casiers, qui ciblent en général des poissons de plus petite taille, l’augmentation a concerné les
mérous (Serranidae), les poissons écureuils (Holocentridae) et les poissons perroquet (Scaridae) (Gell et
al. in prep. b). En 2000/1, les pêcheurs ont capturé plus de 100 espèces de poissons des récifs de
Soufrière et les vivaneaux, poissons perroquets, poissons écureuils, mérous et murènes (Muraenidae) ont
dominé les captures. Lors des comptages visuels de poissons en plongée, les lutjans et les poissons
perroquets ont montré l’effet réserve le plus clair, avec une augmentation rapide dans les réserves, suivi
par une augmentation dans les zones de pêche. La gamme d’espèces de poissons exploitées a montré
des réponses variées aux mesures de fermetures, à l’intérieur et à l’extérieur des réserves (Gell et al. in
prep. b). Certaines espèces ont réagi rapidement à la protection, d’autre ont augmenté après un certain
délai, et quelques unes n’ont pas montré de changement.
Biomasse de poissons par comptage (en Kg)
Zone pêchée
Zone de réserve (sans pêche)
Ouragan
Lenny
Mise en place des
réserves
Figure 1: Biomasse moyenne (kg) des espèces d’intérêt commercial par capture dans les zones de
pêche et les zones interdites de la SMMA entre 1995 et 2001. Les barres d’erreur indiquent les
écarts-types (+/-).
Une des raisons du succès de la SMMA, en termes d’augmentation des captures de poissons récifaux,
est la conception en réseau, avec quatre zones principales de réserves interdites à la pêche, séparées
par des zones de pêche prioritaire et secteurs à usages multiples. La plupart des sites de pêche sont des
zones récifales où les récifs sont en continuité entre les réserves et les zones prioritaires à la pêche,
procurant un habitat continu sous la frontière zone protégée/zone non protégée. Les pêcheurs disposent
leurs casiers, où pêchent à la traîne et à la ligne, à la limite des zones de réserves, confirmant l’idée de
beaucoup de pêcheurs qu’il existe de "meilleurs poissons à l’intérieur de la réserve".
Les pêcheurs côtiers ont trouvé les deux premières années difficiles. Ils ont été dans l’incapacité d’utiliser
certains de leurs meilleurs sites de pêche et certains ont du voyager plus pour atteindre les zones de
pêche, ce qui pouvait être laborieux sachant que beaucoup ne disposaient pas de moteurs, comptant sur
leurs rames, avec parfois des courants forts. En 1997, après deux années de gestion, de plus en plus de
problèmes de pêche illégale sont apparus, accompagné d’une pression politique forte de la part des
pêcheurs, pour rouvrir les zones de réserve. Un compromis a été trouvé et une zone de réserve a été
rouverte à la pêche. Une compensation financière a été versée à 16 des pêcheurs qui étaient les plus
dépendants des pêches récifales. Ces pêcheurs étaient âgés entre 50 et 70 ans. La compensation a été
importante, de l’ordre de 150 US$ par pêcheur et par mois pendant 12 mois. Lors d’interviews, quelques
pêcheurs ont annoncé qu’ils avaient abandonné la pêche pendant la période où ils percevaient cette
compensation. Cette compensation a fortement amélioré l’acceptation des réserves à un moment critique
(K. Wulf, SMMA manager, comm. pers), mais après les 12 mois de compensation, cette perte de revenus
a été difficile à accepter pour certains pêcheurs. En termes économiques, l’indemnisation des pêcheurs
les plus vieux est censé/prudent. C’est parce que leur « discount rate », le fait que le poisson péché
aujourd’hui a plus de valeur que le poisson qui sera péché demain, est plus important que chez les jeunes
pêcheurs. Les jeunes pêcheurs ont plus de temps pour pouvoir récolter les bénéfices des sacrifices
endurés à la mise en place des réserves. De plus, les jeunes pêcheurs ont été plus a même de maintenir
leurs rendements, pendant les premières années après la création des réserves, en augmentant leur
temps de pêche (Gell et al. in prep a).
Dans une étude relative à la pêche récifale à Soufrière en 200/1, après 5 ans de gestion, l’acceptation
était plutôt bonne, en particulier parmi la plupart des pêcheurs réguliers (Roberts et al. 2001). La pêche
illégale a cependant continué à être pratiquée. Par exemple, l’effort de pêche au casier dans les réserves
a représenté 19,9% de l’effort de pêche légal dans les secteurs de pêche. Toutefois, la pêche illégale a
été un problème, en particulier avec les chasseurs et les pêcheurs à la ligne depuis la côte. Un nombre
restreint de pêcheurs ont aussi péché illégalement la nuit. Le respect de la réglementation relève des
patrouilles de rangers qui sillonnent la zone deux fois par jour. Ils collectent des taxes de mouillage sur les
bateaux et mettent en garde les pêcheurs qui entrent dans les zones de réserve. La répression change
selon les rangers – mais les récidivistes ont eu leur matériel de pêche confisqué, et les rangers ont enlevé
les casiers et les filets placés illégalement dans les réserves. Cependant, les rangers sont moins
intéressés par les pêcheurs à la ligne de la côte, qui sont difficiles à voir depuis la mer, et qui sont
rarement mis en garde.
Captures par sortie (en Kg)
Captures par casier et par sortie (en Kg)
Grands
casiers
Petits
casiers
Grands
casiers
Petits
casiers
Figure 2: Capture moyenne par sortie et capture moyenne par casier par sortie (bas) pour les
grands et petits casiers dans les zones de pêche de la SMMA. Les barres d’erreur indiquent les
écarts-types (+/-).
Il existe un découpage important des types de pêche à Soufrière. De nombreux jeunes pêcheurs pêchent
maintenant au large avec des bateaux polyesters et une motorisation conséquente, souvent achetés avec
des prêts du Gouvernement. Beaucoup combinent pêche au large et tourisme, comme des services de
taxis maritimes. Les pêcheurs de récifs, les plus affectés par la mise en place des zones interdites à la
pêche sont principalement des pêcheurs âgés (>50 ans) ayant peu de moyens en terme de bateau et
d’engins de pêche. Environ la moitié d’entre eux utilise des embarcations traditionnelles comme les
canoës en bois ou des petits bateaux à rames, et n’ont pas de moteur. Ces pêcheurs traditionnels sont
aussi limités vis à vis des autres sources de revenus qu’ils peuvent avoir. Alors que les jeunes pêcheurs
peuvent s’adapter facilement aux techniques de pêche au large et à l’industrie touristique, la situation est
beaucoup plus difficile pour les anciens, qui ont le sentiment que leur seule vocation est la pêche récifale
et qu’ils sont trop vieux pour changer de pratiques.
Les coûts pour les pêcheurs récifaux ont pris en compte la perte de 35% de sites potentiels de pêche,
dont certains étant très proches de la ville principale où la plupart d’entre aux vivent. Ils ont eu alors soit à
investir plus d’argent dans les transports, comme le fuel, ou passer plus de temps à ramer jusqu’aux sites
de pêche. Depuis quelques années, les pêcheurs commencent à pêcher en zone profonde (>70m) en
dehors des limites des zones protégées. Pour les pêcheurs à la ligne, cela demande des lignes plus
longues et un travail plus difficile pour remonter le poisson, mais le travail est particulièrement difficile pour
les pêcheurs aux casiers qui remontent tous les casiers à la main, et doivent acheter plus de cordages.
Les pêcheurs se sont plaints que les captures étaient moindres et que les temps étaient plus durs pour
eux pendant les deux premières années de gestion. Bien que les compensations versées aient bien
évidemment aidé, elles n’ont été versées que pour une seule année sur 2-3 années de temps difficiles.
Les statistiques de pêche collectées par le Département des pêches a confirmé les diminutions de
captures rapportées par les pêcheurs au cours des premières années, suivies par une augmentation
significative des prises après 4-6 ans de gestion (Hubert 2001, Gell et al. in prep. a). Les bénéfices directs
que les pêcheurs de récifs ont tirés de la SMMA concernent l’augmentation des captures et des CPUE
après cinq ans de mise en place, soutient et aide logistique de la SMMA pour rechercher les engins de
pêche perdus, une représentation locale pour faire face aux conflits avec d’autres groupes d’usagers. Par
exemple, la SMMA a soutenu les pêcheurs lors de leur demande auprès des clubs de plongée pour éviter
que les plongeurs ouvrent les casiers, à l’aide d’une campagne de posters poussant les touristes à
respecter les pêcheurs locaux et leurs engins de pêche. Dans un autre cas, les pêcheurs ont rapporté
qu’un bateau de tourisme déversait ses déchets dans la baie pendant la nuit et la SMMA a mis un terme à
ces agissements. Sans représentativité, les pêcheurs n’auraient jamais pu gérer eux mêmes ce genre de
problèmes.
Les bénéfices indirects sont arrivés à travers les opportunités que représentait l’industrie du tourisme.
Certains pêcheurs se sont impliqués d’eux même dans l’industrie touristique, mais d’autres se sont sentis
exclus en raison du manque de finance pour investir dans des bateaux appropriés, ou socialement exclus
à cause de leur âge ou de leurs difficultés à parler anglais et communiquer avec les touristes. Cependant,
dans certains cas, les revenus du foyer de ces pêcheurs se sont améliorés grâce à d’autres membres de
la famille qui ont pu trouver du travail dans le tourisme. Un problème important à Soufrière a été la
fluctuation du nombre de touristes, et l’emploi dans la plupart des secteurs est saisonnier et peu durable.
Quand les emplois dans le secteur touristique s’arrêtent, beaucoup de personnes retournent à la pêche
côtière et la pêche illégale augmente. Le tourisme a un autre bénéfice indirect pour les pêches. La SMMA
est financée grâce aux taxes prélevées sur les plongées, le snorkeling et les bateaux de plaisance. Par
conséquent, les touristes financent la gestion des réserves qui ont permis aux pêcheurs d’augmenter
leurs captures.
La création de l’association des Taxis Marins de Soufrière est un aspect important du développement
associé à la création de la SMMA. Cette organisation a formalisé la participation des propriétaires de
bateaux et autres dans l'industrie du tourisme et a mis en place des systèmes de fonctionnement pour
protéger leurs membres et les personnes utilisant leurs services. Ils s’assurent que les bateaux utilisés
pour le transport des touristes sont aux normes de sécurité, et les membres bénéficient d’un bureau
central pour les réservations et qui centralise les actions publicitaires, en produisant des prospectus et
des annonces dans les guides touristiques. L’Association assure également une représentativité des
professionnels dans les comités locaux, comme le comité de gestion de la SMMA et les comités pour le
développement local et le tourisme.
La Coopérative des pêcheurs de Soufrière est aussi largement associée à la SMMA, mais selon certains
pêcheurs côtiers, ne les représente toujours pas efficacement. Les pêcheurs doivent cotiser pour adhérer
à la SFC. Le principal avantage est l’accès à du fuel détaxé. Dès lors, les pêcheurs âgés qui n’ont pas de
bateau à moteur ne sont pas membres. Les membres les plus actifs de la coopérative sont les pêcheurs à
la seine et les pêcheurs offshores.
Des différences importantes ont été mises en évidence entre les générations lors d’interviews des
pêcheurs de Soufrière. Les plus anciens pêcheurs avaient tendance à être beaucoup plus dépendant de
la pêche récifale et avaient peu d’autres possibilités de revenus. Ils ont apporté en général peu de
soutient aux projets de réserve. Les pêcheurs plus jeunes qui étaient moins dépendants des récifs, ont
bénéficié plus facilement d’autres sources de revenus dans le tourisme et ont apporté plus de soutient aux
projets lors des entretiens. Toutefois, la réglementation était mieux respectée chez les pêcheurs réguliers
âgés. La plupart des pêches illégales repérées étaient faites par de jeunes pêcheurs occasionnels,
souvent des pêcheurs faisant de la pêche profonde ayant eu des mauvaises prises ou des employés du
secteur touristique en saison basse.
Un point soulevé par les pêcheurs, même à la lumière de l’amélioration des captures, a été qu’ils ont
toujours vu la SMMA comme une mesure bénéficiant d’abord aux touristes et aux tour-opérateurs
étrangers. Ils ont trouvé injuste que d’anciens secteurs de pêche soient interdits à la pêche mais qu’aucun
n’interdise la plongée. Il existe aujourd’hui une zone interdite à la plongée au sud de la SMMA, éloignée
des zones de pêche de la communauté de pêcheurs principale. Beaucoup de pêcheurs pensaient que les
secteurs prioritaires à la pêche et les réserves devraient aussi être interdites à la plongée, ou que l’activité
de plongée devrait être mieux encadrée pour prévenir la dégradation des engins de pêche par les
plongeurs. Malgré ces problèmes récurrents, la zonation de la SMMA a été un succès dans la mesure où
les activités en conflit ont bien été séparées en expliquant à tous les usagers les priorités de chaque
secteur.
Il y a eu un certain nombre de problèmes dans le développement et le succès de la SMMA. En 1999, la
houle de l’ouragan Lenny a touché le secteur. La baie de Soufrière a été sérieusement affectée, avec la
destruction du front de mer et des bâtiments, notamment beaucoup de maisons de pêcheurs, ainsi que
les bateaux et les engins de pêche. La houle cyclonique a aussi détruit certaines zones récifales et
Roberts et al. (2001) ont mis en évidence une légère diminution des stocks de poissons après la tempête
(Figure 1). La pêche illégale a augmenté après l’ouragan, en raison des difficultés de la communauté de
pêcheurs, mais en même temps, de nombreux pêcheurs n’étaient pas en mesure de pêcher parce que
leur bateau était perdu ou détruit.
La SMMA a focalisé sur l’éducation des communautés aux problématiques environnementales et marines.
Des entretiens avec les pêcheurs de Soufrière ont révélé leur bonne connaissance des points clés de la
gestion des pêches et des concepts de conservation. La SMMA développe des programmes
pédagogiques pour les scolaires et la population. Les rangers et le personnel recrutés parmi la
communauté de pêcheurs fait que les messages de conservation et de gestion sont aussi discutés de
façon informelle. Beaucoup de pêcheurs ont mentionné l’importance de la protection des habitats récifaux,
de ne pas capturer des juvéniles et de laisser suffisamment de poissons pour la reproduction. Une des
tactiques les plus intéressantes utilisée pour les aspects éducatifs et réglementaires a été de recruter
comme ranger un des pêcheurs les plus opposés aux réserves marines. Il est devenu aujourd’hui un des
ranger les plus actif et est aujourd’hui aussi virulent dans son soutient aux réserves qu’il l’était auparavant
dans son opposition.
Lors des entretiens de 2000/1, beaucoup de pêcheurs pensaient que la SMMA pourrait leur donner plus
d’informations et il semblait y avoir un besoin croissant chaque jour pour plus d’interaction entre les
pêcheurs et la SMMA, par exemple au travers de personnel de liaison ou d’éducation avec la
communauté. Il est aussi apparu que la prise de conscience et la compréhension du rôle des réserves
marines dans l’intérêt de gérer les pêches récifales étaient mois présentes chez les pêcheurs n’habitant
pas Soufrière, où le programme de sensibilisation a été le plus important. Il y a eu un problème de
braconnage par des seineurs d’un village plus au nord visant les aiguilles de mer dans les secteurs
interdits à la pêche, et aussi avec des petites communautés rurales pêchant à la ligne depuis la côte dans
les réserves. Certains pêcheurs locaux ont pensé que ces pratiques encourageaient les pêcheurs de
Soufrière à braconner.
La réouverture d’une réserve en 1997, au départ seulement pour un seul type de pêcheurs, a eu des
répercussions toujours présentes en 2000/1. Cette réouverture a semé la confusion, certains pêcheurs
pensant que toutes les réserves allaient être rouvertes au même moment, sur la base d’une jachère, ce
qui n’a jamais été le cas. D’autres ont pensé que l’ouverture d’une zone entraînait la réouverture des
zones adjacentes. Un autre pêcheur s’est plaint de n’avoir jamais réalisé que la zone avait été
formellement rouverte et qu’il pensait que les gens pêchaient illégalement. Les pêcheurs autorisés à
pêcher dans cette zone se sont plaints que le secteur n’était pas particulièrement intéressant à cause des
forts courants qui limitaient l’accès. Ce genre de confusion souligne l’importance des contacts réguliers et
du renforcement de la réglementation dans les réserves marines et de la raison pour accompagner ces
mesures.
Le succès de la SMMA porte sur deux points – d’abord cela a permis de maintenir et d’améliorer la pêche
côtière qui était en déclin, augmentant les captures des pêcheurs locaux. Ensuite, cela a favorisé la
conservation des récifs coralliens et le développement durable du tourisme dans cette région. Il y a eu des
problèmes avec les objectifs concernant les pêcheries, du fait de la mauvaise représentation de
l’ensemble de la communauté de pêcheurs lors des premières consultations. Cet aspect s’est amélioré
avec le temps. Aujourd’hui, la plupart des pêcheurs soutiennent la SMMA. Les objectifs principaux de
conservation et de développement ont pu être atteint parce que le projet de la SMMA repose sur une
initiative communautaire ayant impliqué des interlocuteurs de toutes origines et des groupes d’intérêts
divers dans le processus de consultation. Le système des compensations a joué un rôle important auprès
des pêcheurs les plus affecté par les mesures d’interdiction de pêche, à un moment critique où les
captures diminuaient. Cette compensation a permis d’améliorer le soutient de ces pêcheurs à la SMMA, et
de mieux accepter la réglementation.
Points clés :
• La SMMA est un exemple d’échec de "parc marin sur le papier" transformé en projet de gestion active
et réussi.
• La biomasse des espèces récifales d’intérêt commercial a augmenté par 3 dans les zones de pêche et
par 4 dans les secteurs de réserves interdites à la pêche.
• Le réseau de réserves marines de petites tailles a fait augmenter les captures et les CPUE des
pêcheries récifales. Cet aménagement – petites réserves séparées par des zones de pêche – a
probablement joué un rôle essentiel pour son succès.
• Les compensations octroyées pendant une année ont joué un rôle important pour le soutient au projet
de réserves marines quand les captures étaient très faibles et le moral très bas.
• Le plan d’organisation a permis de réduire efficacement les conflits entre pêcheurs, plongeurs et
plaisanciers (voile).
• La SMMA auraient pu être améliorée si le processus de consultation avait impliqué une communauté
de pêcheurs plus large. Les pêcheurs représentent des groupes différents avec des besoins et des
périodes de pêche différents.
• Des rangers recrutés parmi la communauté de pêcheurs locaux peut être très efficace.
• Après 5 ans de hauts et de bas, la SMMA a reçu un large soutient de la part des pêcheurs, qui
continue à augmenter
Remerciements à Kai Wulf de la SMMA et Sarah George, ainsi que les personnels du Department of
Fisheries, Ste Lucie
References
Gell, F.R., Roberts, C. M., Hubert, P., Hawkins, J.P., Goodridge, R., Oxenford, H.A., Joseph, W. and
George, S.N. (in prep. a) The rate and trajectory of recovery of fisheries adjacent to marine reserves.
Gell, F.R., Roberts, C. M., Hawkins, J. P., Goodridge, R. and. Oxenford, H. A. (in prep. b) The effects of
marine reserves on reef fish populations and catch composition.
George, S. (1996) A review of the creation, implementation and initial operation of the Soufrière Marine
Management Area. Department of Fisheries, Saint Lucia.
Goodridge, R., Oxenford, H.A., Hatcher, B.G. and Narcisse, F. (1997) Changes in the shallow reef fishery
associated with the implementation of a system of fishing priority and marine reserve areas in Soufriere,
St Lucia. Proceedings of the Gulf and Caribbean Fisheries Institute 49, 316-339.
Hubert, P. (2001) A study of the Soufrière fisheries 1995-2000. Department of Fisheries, Saint Lucia.
Roberts, C.M. and Hawkins, J.P. (2000) Fully-protected marine reserves: a guide. WWF Endangered
Seas Campaign, 1250 24th Street, NW, Washington, DC 20037, USA and Environment Department,
University of York, York YO10 5DD, UK.
Roberts, C.M, Bohnsack, J.A., Gell, F.R., Hawkins, J.P. and Goodridge, R. (2001) Effects of marine
reserves on adjacent fisheries. Science 294, 1920-1923.
Smith, A.H. (1994) Community involvement in coral reef monitoring for management in the insular
Caribbean. In A.T. White, L.Z. Hale, Y. Renard and L. Cortesi eds, Collaborative and community-based
management of corals reefs: Lessons from experience. Kumarian Press, Connecticut.