unique ne conviendra probablement jamais à l'ensemble de la dynamique des
populations halieutiques.
Parmi les modèles halieutiques classiques, celui de Schaefer (1957) est du type
holistique, alors que la théorie de la pêche, illustrée par le modèle analytique de
Beverton et Holt (1957), relève du genre réductionniste. Les deux démarches ont leur
champ d'application propre mais, si l'on dispose d'informations détaillées, les modèles
analytiques, plus faciles à interpréter, sont souvent préférés.
Le modèle élaboré par Andersen et Ursin (1977) a représenté un progrès
important. Il élargissait la théorie dominante en dynamique des populations
halieutiques, pour y inclure des interactions prédateurs/proies formalisées. En même
temps, il répondait au principe, admis dans les travaux de modélisation des écosystèmes,
de conservation de l'équilibre de la biomasse au sein du système.
Le "modèle dynamique numérique d'écosystème marin", élaboré pour la mer de
Behring (Laevastu and Larkins 1981, Laevastu et al. 1982) répond au même objectif,
mais par une démarche quelque peu différente. Il est encore plus complexe dans la
mesure où il vise à représenter, avec une résolution spaciale fine, divers processus, y
compris ceux à l'origine de la variabilité du milieu. En revanche, il s'écarte des modèles
halieutiques classiques : les processus de dynamique des populations y sont exprimés en
termes de biomasse et non d'effectifs. En outre, la méthode retenue pour modèliser la
prédation et le fait qu'il ne retienne pas l'hypothèse de conservation de la biomasse
globale ont nécessité d'imposer des limites arbitraires pour empêcher que les proies ne
soient consommées jusqu'à leur extinction (Ursin 1982), comme pour éviter l'explosion
des populations. Ce choix réduit considérablement la plausibilité des simulations.
Bien qu'il intègre de la façon la plus complète l'ensemble des connaissances
acquises sur le fonctionnement de l'écosystème halieutique, le modèle de la mer du
Nord présente des faiblesses évidentes. Parce qu'il fait appel à un grand nombre de
suppositions non vérifiées ou invérifiables, un modèle de ce genre ne peut servir à
prouver des hypothèses sur des relations causales. Plus sérieux encore, si les données
sur les stocks halieutiques sont recueillies avec un haut degré d'exactitude, celles dont
on peut disposer sur le plancton et le benthos sont comparativement nettement moins
fiables. Comme les intervalles de confiance des résultats du modèle sont largement
déterminés par les erreurs les plus grandes au niveau des sous-modèles, ces disparités
dans les évaluations élémentaires interdisent de s'appuyer sur les conclusions du modèle
pour fonder des avis quantifiés sur des questions dont les implications économiques
sont considérables.
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populations halieutiques.
Parmi les modèles halieutiques classiques, celui de Schaefer (1957) est du type
holistique, alors que la théorie de la pêche, illustrée par le modèle analytique de
Beverton et Holt (1957), relève du genre réductionniste. Les deux démarches ont leur
champ d'application propre mais, si l'on dispose d'informations détaillées, les modèles
analytiques, plus faciles à interpréter, sont souvent préférés.
Le modèle élaboré par Andersen et Ursin (1977) a représenté un progrès
important. Il élargissait la théorie dominante en dynamique des populations
halieutiques, pour y inclure des interactions prédateurs/proies formalisées. En même
temps, il répondait au principe, admis dans les travaux de modélisation des écosystèmes,
de conservation de l'équilibre de la biomasse au sein du système.
Le "modèle dynamique numérique d'écosystème marin", élaboré pour la mer de
Behring (Laevastu and Larkins 1981, Laevastu et al. 1982) répond au même objectif,
mais par une démarche quelque peu différente. Il est encore plus complexe dans la
mesure où il vise à représenter, avec une résolution spaciale fine, divers processus, y
compris ceux à l'origine de la variabilité du milieu. En revanche, il s'écarte des modèles
halieutiques classiques : les processus de dynamique des populations y sont exprimés en
termes de biomasse et non d'effectifs. En outre, la méthode retenue pour modèliser la
prédation et le fait qu'il ne retienne pas l'hypothèse de conservation de la biomasse
globale ont nécessité d'imposer des limites arbitraires pour empêcher que les proies ne
soient consommées jusqu'à leur extinction (Ursin 1982), comme pour éviter l'explosion
des populations. Ce choix réduit considérablement la plausibilité des simulations.
Bien qu'il intègre de la façon la plus complète l'ensemble des connaissances
acquises sur le fonctionnement de l'écosystème halieutique, le modèle de la mer du
Nord présente des faiblesses évidentes. Parce qu'il fait appel à un grand nombre de
suppositions non vérifiées ou invérifiables, un modèle de ce genre ne peut servir à
prouver des hypothèses sur des relations causales. Plus sérieux encore, si les données
sur les stocks halieutiques sont recueillies avec un haut degré d'exactitude, celles dont
on peut disposer sur le plancton et le benthos sont comparativement nettement moins
fiables. Comme les intervalles de confiance des résultats du modèle sont largement
déterminés par les erreurs les plus grandes au niveau des sous-modèles, ces disparités
dans les évaluations élémentaires interdisent de s'appuyer sur les conclusions du modèle
pour fonder des avis quantifiés sur des questions dont les implications économiques
sont considérables.
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