4.1 La prise en compte des Points de Référence en gestion des pêcheries
4.2 Les exigences institutionnelles
4.1.1 Les PRC et les PRL en tant qu'"ensemble de règles"
4.1.2 Mise à jour des Points de Référence et positionnement de l'état de la pêcherie par rapport au Point de Référence choisi
4.1.3 Composantes d'un système de gestion basé sur les Points de Référence
4.1.4 Le rôle des recommandations scientifiques dans une gestion basée sur les Points de Référence
4.1.5 L'utilisation des Points de Référence suivant différentes stratégies de gestion
Une règle de décision qui, comme définie par la Consultation Technique sur l'approche de précaution, "spécifie dans quelle mesure des actions d'aménagement préalablement convenues répondront à des états estimés ou perçus de la nature" (FAO/Gvt. de Suède, 1995) est fondamentale pour l'application effective des Points de Référence, en particulier des Points de Référence Limite.
Il existe deux approches sensiblement différentes pour appliquer les PRL. La première est la plus simple. La pêche n'est pas régulée jusqu'à ce que le PRL soit atteint, puis elle est arrêtée (Hall et al., 1988; Quinn et al., 1990). Lorsque l'écosystème est revenu à son état d'origine, la pêche peut recommencer. Ceci est aussi appelé pêche par à-coups. Une version spatiale en est la rotation de l'effort de pêche au sein d'une série de sous-zones dans lesquelles la pêche a lieu ou non. L'approche de pêche par à-coups a des implications importantes d'un point de vue économique car la production peut être erratique, sauf dans le cas d'une rotation spatiale. De plus, la pêcherie va osciller aux alentours du PRL, à moins que la pêche ne soit déclarée ouverte qu'à partir de niveaux de biomasse nettement plus élevés que ceux à partir desquels elle sera fermée.
D'une autre façon, le PRL peut être utilisé comme un "événement indésirable" dont le risque d'occurrence serait minimisé en mettant en place des objectifs situés nettement en deçà des limites. S'il existe une estimation de la variabilité associée à la variable de référence utilisée pour établir le PRL, alors la valeur cible de cette variable de référence peut être définie comme étant la valeur pour laquelle la probabilité d'atteindre le PRL est suffisamment faible et admissible. Utilisé de cette manière, le PRL est un point de contrôle d'urgence, ayant une faible probabilité (connue) d'être atteint, plutôt qu'un moyen de contrôle courant. Un exemple de cette situation est donné à la Figure 9 en utilisant Fmsy comme limite à éviter. La relation entre l'objectif F et la limite Fmsy, dans le contexte le plus simple, est définie par la variabilité de l'estimation de F. Dans cette dernière approche, nul n'est besoin d'une valeur conservatoire arbitraire de mortalité par pêche telle que 2/3Fmsy, bien que la valeur de la probabilité limite soit, bien sûr, arbitrairement choisie (0,1; 0,02).
Lors de l'établissement d'une règle de décision ou d'une législation de contrôle pour la mise en oeuvre d'un PRL, il peut se révéler plus efficace de réduire F à un niveau inversement proportionnel au dépassement du Point de Référence Cible.
Outre les PRC, définis de telle manière que les PRL ne soient pas atteints, d'autres caractéristiques souhaitables de la pêcherie peuvent être ciblées en respectant les contraintes du PRL. Ainsi toute pêcherie bien gérée utilisera-t-elle une combinaison de PRC et de PRL. Dans les pêcheries bien étudiées disposant de bonnes données historiques, il est probable qu'il y ait au moins un PRC basé sur un modèle et sans doute plusieurs PRL, certains basés sur des ou les prises accessoires admissibles auront été dépassés. Un autre exemple de facteur déclenchant pourrait être la proportion de poissons immatures dans les captures, lorsqu'elle atteint un pourcentage donné.
Les PRC et les PRL peuvent être intégrés à un ensemble de critères d'aménagement (Tableau 5). L'établissement de tels ensembles de règles sera très efficace s'il est basé sur une suite de questions et d'actions tel qu'indiqué à la Figure 14. Si un au moins de ces derniers critères est atteint, une action d'aménagement prédéfinie est déclenchée. Un tel ensemble de critères a semble-t-il été élaboré pour la pêcherie de poissons démersaux de la Mer de Bering et du Golfe d'Alaska, et comprend: une biomasse-seuil fixée à 20% de la biomasse du stock vierge; un taux de mortalité par pêche fixé à 30% de la Biomasse Féconde du Stock rapportée au recrutement (BFS/R); et un taux maximal de mortalité par pêche fixé à 80% de la valeur de M pour les espèces concernées.
Pour les espèces à courte durée de vie, par exemple les calmars ou les anchois, pour lesquels la taille du stock peut n'être connue que durant la saison de pêche, il pourrait être nécessaire d'invoquer un ensemble de règles au fur et à mesure que se déroule cette saison de pêche (Basson et Beddington, 1993; Butterworth et al., 1993; Caddy, 1994). Pour les calmars, l'effort (nombre de licences) ou le Volume Admissible des Captures peuvent être fixés au début de la saison afin de viser un taux cible "d'échappement des géniteurs proportionnel à la ponte", c'est-à-dire un pourcentage - convenu d'avance - de survivants pour le même nombre de recrues qu'en situation d'inexploitation. Ce pourcentage de survivants permettra un niveau d'échappement absolu sans risque, à condition que le recrutement soit dans une gamme normale. L'effort de pêche artisanal peut être finement ajusté plus tard dans la saison grâce à une date de fermeture variable de la pêcherie, si les mesures en temps réel des captures et/ou des suivis d'abondance indiquent que des variations dans les modes de pêche ou que de très faibles recrutements pourraient avoir pour conséquence un taux d'échappement des géniteurs inférieur au seuil pré-établi.
Les moyens de vérification (MV) et les indicateurs objectivement vérifiables (IOV) permettant de cerner l'état actuel de la pêcherie doivent être clairement spécifiés. Le MV sera généralement basé sur les modèles et méthodes qui ont également servi à calculer les Points de Référence. La fréquence à laquelle l'état de la pêcherie doit être vérifié dépendra du cycle de vie des espèces. Pour la plupart des stocks dont les prises ont un âge compris entre 3 et 10 ans, une estimation sur une base annuelle sera suffisante. Pour les espèces à longue durée de vie telles que les baleines, le "sébaste" de l'Atlantique Nord ou les "Hoplostêtes oranges" [Oplosthetus atlanticus] d'Australie et de Nouvelle-Zélande, dont la moyenne d'âge des individus exploités peut être supérieure à 10 ans, voire 20 ans, il devrait suffire de vérifier l'état du stock à des intervalles de temps de quelques années. A l'opposé, pour les espèces à courte durée de vie ou annuelles, comme les petits pélagiques ou les calmars, une évaluation en temps réel de l'état du stock peut s'avérer nécessaire (Basson et Beddington, 1993; Butterworth et al., 1993).
Etablir et tenir à jour la liste des Points de Référence peut être souhaitable ou nécessaire pour diverses raisons:
- Les objectifs d'aménagement peuvent évoluer (par exemple la nécessité de préserver les poissons de récif pour le tourisme et non plus seulement pour la pêche commerciale comme auparavant);- Une approche plus prudente peut être nécessaire, compte tenu des résultats de l'aménagement ou des tendances que manifeste la taille du stock;
- Des avancées conceptuelles ont pu se produire concernant l'aménagement approprié des ressources (par exemple l'intégration de critères écosystémiques, ou des mesures de la "santé" de l'écosystème);
- Des améliorations méthodologiques liées aux Points de Référence existants ont pu survenir (comme les estimateurs du maximum de vraisemblance des relations S-R) qui changent notre perception du PR utilisé; et
- De nouvelles données peuvent être recueillies et intégrées aux modèles (par exemple davantage de points pour une relation S-R).
Les trois premiers points nécessitent une renégociation de "l'ensemble de règles" pour l'aménagement. Le quatrième suppose la renégociation du MV et éventuellement de l'IOV, de façon automatique dans ce dernier cas chaque fois que de nouvelles données sont fournies.
Le fait que l'on insiste de plus en plus sur des usages de la ressource autre que son prélèvement, pourrait être une raison de modifier les objectifs d'aménagement de la pêche. Ceci est de plus en plus fréquent à mesure que des intervenants extérieurs aux pêcheries font valoir leurs intérêts. Il y a, pour les ressources multi-usage, un risque considérable à modifier fréquemment les objectifs, ce qui peut conduire à des négociations interminables et, en cas de désaccord entre les parties concernées, à une paralysie de l'aménagement et à un risque de surexploitation. Si les négociations se prolongent, les gestionnaires devraient appliquer, dans l'attente, une approche de précaution.
Savoir où se situe le stock par rapport à un Point de Référence nécessite un suivi régulier des variables de référence appropriées (les IOV), ainsi qu'une appréciation réaliste de la précision avec laquelle ces variables peuvent être estimées. Les valeurs actuelles de la variable de référence choisie, telles que le taux de mortalité par pêche, la biomasse du stock, et la production (Fig. 3) peuvent être appelées Fact., Bact. et Yact. Ces estimations devraient être accompagnées par une évaluation, même grossière, de la valeur probable et du sens de l'erreur d'estimation.
Les systèmes de collecte et de stockage de l'information provenant de tous les acteurs de pêcherie, ainsi que les systèmes qui permettent d'assurer les suivis des pêcheries et les recherches, font partie intégrante du processus permettant d'une part d'établir si les objectifs d'aménagement sont atteints et d'autre part d'évaluer l'efficacité et l'impact des mesures d'aménagement. La condition de délivrance de licences de pêche commerciale devrait être que les pêcheurs fournissent une information fiable quant à leur localisation, au type et au temps de capture, ainsi qu'à l'effort de pêche déployé. Cette information peut être recueillie grâce à des systèmes de livres de bord, à des enquêtes d'agents des pêches dans les ports, à des observateurs embarqués, à des déclarations radio et à des inspections en mer, et peut-être dans le futur grâce à des boîtes noires suivant par satellite la position des bateaux de pêche et l'utilisation de leur équipement mécanisé. Les biais probables, erreurs et fausses déclarations de captures devront être estimés dans le cadre d'un aménagement prudent.
Les actions d'aménagement pour les nouvelles pêcheries devraient, dans le cas idéal, se dérouler dans l'ordre suivant:
a. Pêche et recherche exploratoires;b. Mise en place des moyens de collecte de données statistiques et d'échantillonnages de routine;
c. Evaluation de l'état de la ressource;
e. Formulation d'objectifs d'aménagement et de Points de Référence;
f. Négociation de l'effort ou des captures permis à chaque pays et flottille;
g. Mise en place du cadre des accords (nationaux ou internationaux) de gestion, et approbation par les gouvernements ou les administrations;
h. Passage de la législation nationale aux mesures de régulation des pêcheries;
i. Mise en place des moyens internationaux ou coordonnés au niveau national pour le contrôle et la surveillance de tous les acteurs;
j. Définition des objectifs annuels de la pêcherie;
k. Suivi du stock, de la pêcherie, et mise en application des mesures de régulation de celle-ci.
Certains points de la liste ci-dessus (ex: e., f. et g.) devraient être révisés régulièrement, mais il sera difficile de faire aboutir ces renégociations pour les pêcheries multi-agents. D'autres points (ex: b., h., i.) devront être régulièrement reconsidérés, à intervalle de quelques années, à mesure qu'évolue leur contexte. Les points a., c., j. et k. devront être reconsidérés annuellement si l'on souhaite optimiser le revenu tiré de la ressource, et minimiser les probabilités de dépasser le PRC choisi ou d'entrer dans une zone dangereuse définie par un PRL.
Le cas où de nouvelles pêcheries n'affecteront pas l'exploitation en cours, et où la séquence a.-k., ci-dessus pourra être appliquée sans être influencée par une pêcherie existante ou associée, sera peu fréquent. Les nouveaux objectifs d'une pêcherie se superposent ou se substituent presque toujours aux anciens. Ainsi on pourra mettre plus ou moins l'accent sur les points de la procédure ci-dessus en fonction de ce qui existe déjà.
Sans chercher à savoir quelle séquence d'actions sera considérée comme étant la plus appropriée pour la pêcherie en question, le processus devra être consigné dans des documents, de manière à être facilement critiqué et amendé par toutes les parties intéressées. Les macro-décisions devraient également s'inscrire dans un certain cadre, tel que celui de la Figure 15, qui nécessite que les décisions d'aménagement soient prises par consensus, même lorsqu'il faut acquérir davantage d'informations pour une gestion à long terme.
Comme il est spécifié dans la Convention de 1982, les activités ci-dessus doivent être menées en coopération avec toutes les parties, l'échange et la mise en commun des données étant la condition initiale de toute gestion scientifique d'un stock partagé, chevauchant ou de grands migrateurs.
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LES ETATS COTIERS "...S'EFFORCENT, DIRECTEMENT OU PAR L'INTERMEDIAIRE DES ORGANISATIONS SOUS-REGIONALES OU REGIONALES APPROPRIEES, DE S'ENTENDRE SUR LES MESURES NECESSAIRES POUR COORDONNER ET ASSURER LA CONSERVATION ET LE DEVELOPPEMENT [DES] STOCKS [PARTAGES]..." Convention du droit de la mer de 1982 |
Traditionnellement, l'évaluation et l'aménagement des stocks halieutiques est un processus en deux étapes. Les scientifiques présentent des estimations sous forme d'au moins un niveau de captures ou de mortalité, dans le but de maintenir ou de reconstituer les stocks. Puis les gestionnaires (membres des Commissions ou représentants des Ministères des Pêches des pays concernés) prennent les décisions finales quant aux niveaux d'exploitation à adopter. Bien que les halieutes soient les plus qualifiés pour quantifier le risque associé à toute stratégie d'aménagement, il ne faut pas s'attendre à ce qu'ils se prononcent sur l'acceptabilité d'un risque (Hilborn et al., 1993); de même les gestionnaires doivent avoir une perception claire des risques liés à certaines actions d'aménagement.
Dans quelques systèmes d'aménagement des pêcheries, les scientifiques ont noté que s'ils adoptent la procédure statistiquement correcte pour que tout PRC soit donné sous forme d'un intervalle de valeurs, les gestionnaires choisissent généralement la valeur supérieure de l'intervalle, correspondant au risque maximal. Ceci, et le haut degré d'incertitude inhérent aux processus d'évaluation, a souvent conduit à ce que les recommandations scientifiques soient présentées aux décideurs sous forme d'une ou plusieurs valeurs ponctuelles, sans évoquer l'incertitude des estimations. Cette pratique de fournir des estimations sans évoquer leur incertitude signifie que les scientifiques se sont adjugés la responsabilité des aménageurs de décider d'un niveau de risque acceptable. Elle a ainsi donné à l'aménagement une perception erronée de la précision du processus d'évaluation, et fait passer au second plan le risque d'un déclin du stock lié à l'incertitude qui entache les recommandations. Elle a sans doute réduit aussi l'impératif qu'avaient les gestionnaires et les décideurs de faire face à l'incertitude et de prendre toutes les dispositions utiles pour qu'elle soit répercutée vers l'industrie, les participants et les pêcheurs.
Le rôle de l'expert en évaluation des stocks au sein du système d'aménagement devrait être de fournir des options basées sur la meilleure information scientifique disponible, comprenant des estimations de l'incertitude et si possible du risque. Il devrait éviter de préjuger du processus d'aménagement ou de modifier ses recommandations pour compenser les défauts qu'il perçoit dans la gestion.
Le choix d'un système de contrôle ou d'une stratégie d'aménagement en gestion des pêcheries dépendra largement de l'ensemble de Points de Référence choisis. Cependant, il existe en général plusieurs manières de réguler la pêcherie pour l'amener vers un point de référence désiré (Beddington et Rettig, 1984). L'accès libre à la plupart des ressources marines est la principale cause de déclin des stocks, de réduction de la biodiversité et de baisse des revenus économiques qui ont tous trois affecté les communautés liées à la pêche.
Les mesures d'aménagement peuvent être envisagées en tant que: a) contrôle en amont de la production, comme les limitations de la taille et de la puissance des bateaux et des engins; les restrictions en matière de crédit; la limitation des licences ou la mise en place de schémas d'accès limités; b) contrôle en aval comme les restrictions sur les caractéristiques des captures (taille, composition spécifique); la quantité totale de poissons exploitée annuellement par la flottille (Prise Maximale Autorisée ou PMA) ou par les bateaux pris isolément (plans de quotas individuels); les contrôles par la taxation des débarquements. Dans quelques systèmes d'aménagement, les quotas individuels des bateaux ou des pêcheurs peuvent être transférables (Quotas Individuels Transférables) grâce à la création d'un marché des droits d'accès. Comme pour les taxes sur les débarquements, ce marché des droits d'accès peut être utilisé par l'administration ou l'Etat pour tirer des revenus de la pêcherie.
Trois stratégies d'aménagement distinctes ont été proposées qui utilisent explicitement ou implicitement les Points de Référence Cible: la prise constante, l'effort constant et l'échappement constant. Ces stratégies peuvent être combinées avec des valeurs seuil pour limiter sévèrement l'exploitation lorsque l'on considère que les stocks sont menacés de surexploitation (Fig. 16).
Les quotas de captures peuvent être utilisés pour atteindre un Point de Référence Cible et peuvent être variables ou constants. Pour les stocks à larges fluctuations d'abondance (telles de nombreuses ressources pélagiques), un quota de prise constant, considéré ici comme une "Production Constante Maximale" (PCM), aura pour conséquence des taux d'exploitation constamment variables (Sissenwine, 1978). A moins qu'il ne soit fixé à un niveau très faible, une probabilité non négligeable de surexploitation existe toujours lors des années de faible abondance (Fig. 17). Si l'information est rare ou incertaine, alors un très faible quota constant pourrait être appliqué; ce quota utiliserait des critères de PRC établis par référence à une probabilité prédéterminée que Fmsy soit dépassée, comme proposé ci-dessus. Une autre possibilité consisterait ici à répartir définitivement cette faible production constante maximale en quotas individuels transférables, en n'accordant des quotas supplémentaires et temporaires que les années très favorables.
Répartir une faible PCM pourrait également être utile dans les situations où il est essentiel de maintenir une taille de stock relativement élevée, comme dans le cas des stocks également importants en termes de pêche sportive, tourisme, pêche alimentaire, ou pour les stocks chevauchants qui fournissent des moyens de subsistance à des zones rurales défavorisées. Dans ce cas, l'aménagement pourrait adopter un quota annuel constant faible, et un point d'arrêt d'urgence dicté par un ou par une série de PRL détectant une taille de stock critique. A ce stade, la pêcherie devrait être momentanément interrompue jusqu'à ce que des signes clairs de récupération soient observés (Fig. 16). Un aménagement reposant sur un tel point d'arrêt d'urgence a été appliqué avec succès aux stocks de harengs de la côte occidentale du Canada (qui sont hautement vulnérables à la surpêche au moment des rassemblements de pré-ponte) à la suite d'un moratoire visant à la reconstitution du stock après épuisement consécutif à une pêcherie en accès libre.
Figure 16: Relation idéale entre la prise et l'échappement lors de larges variations d'abondance du stock et pour quatre stratégies de gestion:
1) quota annuel constant avec un seuil à faible abondance lorsque la pêche n'est pas autorisée;
2) gestion à taux d'exploitation constant;
3) ici encore un scénario de contrôle de l'effort constant, limité par un seuil donné si les variations naturelles ont pour conséquence une très faible taille du stock;
4) stratégie d'échappement constant telle que tentée sur certains stocks de salmonidés et de calmars.
Les quotas variables tendent à être en retard d'une ou plusieurs années par rapport aux dernières variations du recrutement (et plus encore par rapport à la taille du stock). Dans le cas particulier où les bonnes classes d'âge viennent d'être exploitées, un quota qui aurait correspondu à F0,1 (ou même à de plus faibles niveaux de F lorsque la classe d'âge dominante intégrait la pêcherie) correspond maintenant à Fmsy ou même à de plus hauts niveaux P. L'industrie manifeste une forte réticence à accepter une réduction brutale des approvisionnements dans de telles circonstances. Dans l'Atlantique Nord, l'aménagement a jusqu'à présent été largement basé sur les Prises Maximales Autorisées, mais il apparaît de plus en plus que les recommandations portant sur les niveaux de capture souhaitables ont perdu de leur fiabilité du fait des prises non enregistrées et des rejets importants (FAO 1993a). La Prise Maximale Autorisée conseillée par les scientifiques, celle finalement retenue par décision politique, et les captures actuelles ont eu tendance à augmenter les unes à la suite des autres (Angel et al., 1993).
L'un des impératifs de gestion des quotas en régime d'accès libre, même à des niveaux de F apparemment raisonnables tels que F0,1, tient à la nécessité de garantir des estimations, exactes et en temps réel, des captures, de la répartition par âges et de l'effort de pêche standardisé. Le fait que de nombreux systèmes de gestion par quotas prudemment ciblés aient échoué, même dans le cas des ressources des ZEE, devrait inviter à réexaminer tous les aspects de la procédure de gestion. Cet examen devrait s'appliquer en premier lieu à la validité statistique du plan d'échantillonnage, à l'éventualité de fausses déclarations de captures, à la représentativité des modèles populationnels utilisés, et devrait inclure une analyse de sensibilité des paramètres d'entrée de ces modèles. Dans quelle mesure les quotas choisis correspondent au taux de mortalité par pêche prévu est une question qui s'est posée pour certaines pêcheries de pays développés. Il y a un aspect dont les conséquences pourraient être encore plus graves, à savoir dans quelle mesure les captures cumulées pourront être maintenues dans le cadre des quotas alloués, ou si des considérations politico-économiques n'inciteront pas à "rallonger" les quotas proposés par les biologistes des pêches.
Certains chercheurs ont montré les avantages qu'il y avait à fixer le niveau d'effort plutôt que des quotas de capture (Hannesson, 1993) (Fig. 16). Beddington et May (1977) ont souligné qu'une stratégie de gestion à capture constante verrait les perturbations environnementales causer des écarts par rapport aux conditions d'équilibre plus graves que dans le cas d'une stratégie d'effort de pêche constant. Ceci est également la conclusion de Reeves (1974) qui a montré par des simulations qu'en cas de variation du recrutement, limiter l'effort permet des taux de capture plus importants que fixer un quota, même si ce dernier correspond au même Point de Référence exprimé en termes d'effort de pêche.
Une stratégie d'effort constant nécessite que l'effort de pêche soit amené au niveau qui correspond à une valeur F cible, généralement par la limitation de l'accès à la pêcherie. Les premières critiques de cette approche furent qu'une augmentation de la capturabilité, due à la fois à l'apprentissage des capitaines de pêche et aux améliorations technologiques des bateaux et des engins, menait à une augmentation "rampante" de la puissance de pêche des flottilles. Un autre inconvénient, perçu dès l'époque optimiste du début de la réglementation par quotas, était, qu'en cas de contrôle de l'effort, les captures varieraient plus d'une année sur l'autre que dans le cadre d'une gestion reposant sur les Prises Maximales Autorisées. Cependant, il faut bien reconnaître que ceci est encore préférable à un effondrement du stock. D'autres objections plus recevables se rapportent à des stocks pélagiques tels que ceux du hareng, dont la vulnérabilité augmente à de faibles tailles de stock, de telle sorte que la pêcherie peut alors entrer dans une zone instable, sauf si l'on applique un PRL, comme dans le cas de la stratégie d'échappement constant évoqué ci-dessus.
Il convient de réévaluer les objections formulées à rencontre de la procédure de gestion par contrôle de l'effort à la lumière des récents échecs de la réglementation par quotas. Les mesures de contrôle de l'effort présentent l'avantage, en particulier pour les stocks chevauchants mal connus, de fournir un taux d'exploitation plus stable et d'épargner ainsi un recensement en temps réel de toutes les captures. Aussi, une complète renégociation annuelle des objectifs de gestion est-elle moins nécessaire que dans le cas d'un contrôle par quotas.
On considère généralement qu'une politique basée sur un échappement constant de la biomasse de géniteurs permet les meilleurs rendements soutenables. La gestion du saumon a traditionnellement visé à atteindre un taux d'échappement minimal des géniteurs, et de nombreuses pêcheries de la côte occidentale de l'Amérique du Nord visent à atteindre des objectifs d'échappement fixes. Ce type d'approche de gestion a également été utilisé pour les pêcheries de calmars en Atlantique sud, dans le cadre d'un contrôle exclusif de l'aménagement. Une telle approche de la gestion est compatible avec les Points de Référence basés sur la biomasse féconde évoqués ci-dessus, mais risque, pour la plupart des ressources maritimes de pleine mer considérées ici, d'exiger un niveau d'informations trop élevé, ainsi qu'un suivi et un contrôle en temps réel.
4.2.1 Contrôles et contrepoids extérieurs au secteur des pêcheries
Dans de nombreux cas, l'aménagement n'a pas réussi à assurer la durabilité de la ressource, en dépit de la disponibilité des Points de Référence utiles et sûrs car les dispositions des institutions visant à reconsidérer et/ou à modifier les recommandations en fonction d'autres considérations ont créé certains problèmes. Bien que nombre de ces considérations de la part des institutions ne soient pas aussi bien quantifiées que les recommandations issues de l'évaluation, elles peuvent néanmoins être établies formellement et adaptées lorsqu'est arrêté l'ensemble final de PRC et de PRL à partir duquel la gestion va être mise en œuvre.
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"...LES PROJETS DE DEVELOPPEMENT DES PECHERIES DOIVENT INSISTER SUR L'ASPECT ORGANISATIONNEL PLUTOT QUE SUR LES FACTEURS TECHNIQUES, LORSQU'ILS ENCOURAGENT UN DEVELOPPEMENT SOCIALEMENT ET BIOLOGIQUEMENT DURABLE" Bailey et Jentoft, 1990 |
Le mécanisme par lequel le processus ci-dessus se réalise doit avoir un cadre institutionnel. Il doit comprendre un moyen de consultation des acteurs de la pêcherie et des autres parties intéressées, et un espace de prise de décisions. Cependant, dès qu'une approche a été retenue et un ensemble de règles adopté, la prise de décisions ad hoc à court terme doit rester limitée. Des opportunités à court terme ne devraient pas, sauf circonstances exceptionnelles, interférer avec les objectifs à long terme qui ont été établis par consensus dans le cadre d'un plan d'aménagement consensuel des pêcheries. La surveillance, l'aménagement de routine et l'échantillonnage nécessaire à une information objective et actualisée sur l'état du stock doivent se dérouler de façon largement indépendante des pressions socio-économiques. Comme on l'a déjà souligné, la réponse au dépassement d'un PRL doit également être automatique. Une fois obtenu l'accord de l'industrie des pêches, la mise en œuvre des mesures d'aménagement adoptées devrait être à l'abri, autant que possible, des "interférences" des utilisateurs de la ressource et de leurs représentants.
Le passage d'une approche principalement biologique à une "approche bioéconomique" est souhaitable; cela amènera dans le champ de l'analyse technique les composantes du système pêche auparavant considérées comme étrangères au processus de recommandations techniques, telles que la surveillance des pêches, les associations de pêche, le secteur privé, etc.) (Anderson, 1987). Dans la section 2, nous avons mentionné quelques approches analytiques conciliant les intrants de diverses origines. Ceci déplace inévitablement le centre d'intérêt d'un "...équilibre en régime d'accès libre et un point d'efficacité étroitement défini vers une comparaison d'un équilibre régulé et un point d'efficacité défini plus largement" (Anderson, 1987).
L'examen de plusieurs exemples montrant comment, en pratique, l'information circule, les recommandations sont structurées et les décisions sont prises dans les systèmes d'aménagement des pêcheries, suggère que les instances relatives à ces pêcheries ont obéi à un "Format Standard d'Aménagement", mais que la tendance actuelle est de s'en éloigner (Annexe III). Le Format Standard comprend au moins deux corps organisés hiérarchiquement. L'un des deux est un groupe de scientifiques spécialistes de la ressource qui produisent des recommandations techniques et les transmettent, éventuellement par l'intermédiaire d'un organe technique de contrôle, à une Autorité ou un Corps de gestion supérieur (par exemple le Ministre ou un groupe de fonctionnaires); ce dernier détient son pouvoir d'action de l'Etat ou des Etats concernés qui ont instauré le système d'aménagement. Cette Autorité négocie avec l'industrie des pêches et décide si - et quand - le partage de la ressource conseillé par l'organe technique doit être modifié, en tenant compte des demandes récentes des acteurs de la pêcherie. Elle a généralement le pouvoir de passer outre les conseils des spécialistes de la ressource, et de se baser sur des considérations ressenties, souvent à court terme, dans lesquelles le bien-être immédiat des acteurs joue un rôle majeur.
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L'INCAPACITE A PARVENIR AUX OBJECTIFS DE CONSERVATION, DUE EN PARTIE AUX COMPROMIS A COURT TERME AU PROFIT D'OBJECTIFS SOCIAUX ET ECONOMIQUES A, SUR LE LONG TERME, COMPROMIS LA DURABILITE DE LA PECHERIE COMMERCIALE ET DES COMMUNAUTES DE PECHEURS Angel et al., 1994 |
Avec le Format Standard d'Aménagement, le groupe d'évaluation de la ressource opère dans le cadre du mandat indiqué par l'organe de gestion supérieur. Ce mandat, lorsqu'il est exprimé, est généralement défini sous forme d'une ou de plusieurs options d'exploitation. Dans ce format, les décisions sont souvent laissées à la discrétion du groupe d'évaluation de la ressource quant:
- au type et à la qualité des données pertinentes ou admissibles,
- aux modèles mathématiques à utiliser,
- au mode d'ajustement des modèles et aux limites statistiques acceptables,
- à l'interprétation du statut actuel du stock et de son potentiel de rétablissement.
Le groupe d'évaluation peut être invité à proposer à l'approbation de l'organe de gestion supérieur des objectifs d'aménagement et de nouveaux Points de Référence Cible. De vastes questions peuvent être soulevées par ce groupe, telles que des considérations écologiques étrangères à l'espèce (généralement la seule) ayant été évaluée, mais on a toujours considéré, jusqu'à récemment, qu'elles n'entraient pas dans le processus formel de recommandations à l'aménagement. Ce manque d'intérêt devient actuellement une préoccupation de société au sens large, dépassant le cadre du secteur des pêcheries.
L'organe de Gestion Supérieur est désigné par l'Etat ou les Etats, et ses membres regroupent souvent différentes compétences professionnelles issues du groupe d'évaluation. Il s'agit généralement d'employés du gouvernement, souvent de hauts fonctionnaires, des économistes et des directeurs d'instituts travaillant sur les ressources. Ils reçoivent des informations des représentants des pêcheurs et de l'industrie des pêches, souvent par la voie d'une procédure consultative formelle. De façon très occasionnelle, des intérêts indépendants de l'exploitation sont représentés, tels que ceux des consommateurs de poisson, des universitaires, des écologistes. Etant donné que ce groupe a le devoir de répondre aux pressions des pêcheurs et de l'industrie des pêches qui, inévitablement, s'inquiètent légitimement des impacts socio-économiques négatifs des restrictions d'effort sur les communautés côtières, il est influencé par le désir de maintenir au moins les droits de pêche aux niveaux actuels, et risque de résister à des réductions du taux d'exploitation.
On peut estimer, ce qui rejoint les idées présentées dans ce document, que le Format Standard est un format approprié pour des niveaux de pêche faibles ou modérés, mais est moins efficace pour ce qui est de gérer les situations où l'exploitation doit être limitée de façon certaine, et où des réductions du régime d'exploitation sont justifiées.
D'autres cadres d'aménagement peuvent être nécessaires, pour s'assurer que les décisions au jour le jour de l'organe de gestion qui s'est vu confier l'autorité s'inscrivent dans le cadre d'un "Plan ou une Procédure d'Aménagement" ou d'une Convention des Pêches (voir celle de la CCAMLR). Ces documents devraient fournir les critères quant à l'action autorisée, mais ils souffrent généralement du manque d'une instance de révision indépendante qui mette en place les PRL et s'assure qu'ils ne sont pas dépassés. Une telle instance hypothétique est appelée ici "Comité pour les Limites et Références" (CLR24). Le CLR ne remplacerait pas l'Autorité de Référence en Aménagement des Pêcheries (ARAP25) et son groupe de conseillers en évaluation de la ressource; il constituerait par contre un organe de révision, formé d'experts extérieurs à l'organisation gouvernementale responsable des pêcheries, et permettrait de s'assurer que les limites globales assurant une productivité continue de la ressource ne sont pas dépassées (Tableau 6). Un tel organe a récemment été instauré au Canada Atlantique, où le Conseil pour la Conservation des Ressources Halieutiques (CCRH) joue un tel rôle: il s'agit d'un corps dont les membres sont extérieurs au département fédéral des pêcheries, et rendent directement leurs conclusions au Ministère des Pêcheries.
24 Committee for Limits and Standards (CLS)
25 Standard Fisheries Management Autorithy (SFMA)
Il faut bien noter que d'autres mécanismes gouvernementaux efficaces, dont la prise de décisions s'effectue selon une structure hiérarchique, jouent aussi des rôles similaires de vérification indépendante et d'appel, impliquant un système de contrôle et de contrepoids (souvent appelé la "fonction de chien de garde"). Le rôle de la Cour Suprême dans certaines démocraties est de vérifier que l'action gouvernementale est conforme aux lois en place, ou à la Constitution. Dans certains pays, la Banque Centrale doit fixer les taux d'intérêt et contrôler la disponibilité financière, de façon largement indépendante des politiques gouvernementales à court terme, dans le but, entre autres, de maîtriser l'inflation. Ces organes sont tous deux constitués et conduits par des experts de haut niveau et opèrent "à l'approche des limites" sans se voir impliqués, l'un dans les opérations de routine des tribunaux, l'autre dans la gestion quotidienne du gouvernement ou de l'économie. L'aménagement des pêcheries commence à être considéré comme une activité à haut risque. Il est intéressant de constater que, suite à des pertes financières considérables de banques privées engagées dans des opérations commerciales "prospectives" à haut risque (pour lesquelles l'investisseur tente de prédire les prix qu'aura un produit donné), la fonction de "chien de garde" est recommandée pour les banques commerciales.
C'est dans ce contexte que l'on envisage que l'éventuel CLR établisse les limites d'une exploitation en toute sécurité, regarde au-delà des mesures d'aménagement à court terme et fournisse, à la demande, des conseils quant aux questions techniques liées à l'aménagement, mais ne tienne pas le rôle de l'ARAP et de son groupe consultatif pour ce qui est de la gestion de routine (Tableau 7).
Le partage des responsabilités entre le CLR et l'ARAP est évoqué au Tableau 8. Les rôles technique et opérationnel inhérents au "Modèle d'Aménagement de Référence" sont divisés entre les différents organes: pour le CLR, l'objectif est de définir les conditions dangereuses pour le stock et de protéger celui-ci contre les conséquences de l'erreur humaine; pour l'ARAP celui de développer des mesures d'aménagement concrètes qui ne franchissent pas les limites établies par le CLR. Ces deux groupes comprendraient une vaste gamme de compétences techniques, différentes même si elles se recoupent partiellement, et pourraient disposer chacun de leurs groupes de travail techniques et de leurs conseillers.
On observe généralement une réticence considérable envers la mise en place de nouvelles structures et de nouveaux comités, particulièrement au niveau national, et tout spécialement dans les pays en développement, aux ressources limitées. Il est donc important de considérer les façons d'intégrer les structures ci-dessus au sein des organisations déjà existantes. La plupart des Etats côtiers disposent d'un cadre législatif pour l'ARAP. En général, un Département des Pêches sert à la fois d'ARAP et de groupe technique, tandis qu'un Comité consultatif des Pêcheries, extérieur au Département des Pêches, sert à conseiller le Ministère à partir d'avis techniques indépendants fournis par ses propres représentants ou par des institutions non-gouvernementales.
L'intérêt porté récemment au développement durable et à l'environnement a conduit plusieurs Etats côtiers à envisager la mise en place d'organes trans-disciplinaires pour un aménagement intégré de la zone côtière (Towle et al., 1991). Il est probable qu'un tel organe fonctionne comme un Comité pour les Limites et Références, étant donné que les pêcheries tomberaient inévitablement dans sa vaste sphère de compétences. Ainsi, en planifiant les larges exigences environnementales du développement durable et de l'usage des ressources en milieu côtier, il devrait être possible de prévoir le rôle du CLR proposé.
