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N. Daan
distinctes sur les puissances de pêche et les captures des différentes flottilles opérant en
mer du Nord, les simulations ont été plus théoriques que pratiques. Elles ne permettent
pas de chiffrer les effets de différentes stratégies d'exploitation du potentiel halieutique
de la mer du Nord. De telles projections sont aussi compliquées par l'incertitude sur les
fluctuations d'origine climatique du recrutement. Des hypothèses arbitraires sur les
tendances à venir de ce dernier restent toujours nécessaires.
Une question majeure demeure : celle des objectifs à retenir pour un
aménagement plurispécifique. Il est clair que, mises à part leurs insuffisances propres
pour un aménagement qui ne se borne pas à la conservation des ressources, mais vise
également l'efficacité économique et la viabilité sociale des pêcheries, les objectifs
biologiques classiques, déterminés pour des stocks unispécifiques considérés isolément,
ne peuvent pas être directement extrapolés à un ensemble d'espèces : ils perdent leur
singularité dans les plans multi-dimensionnels de production par recrue. En outre,
l'utilisation du poids, comme unité commune de mesure, ignore les fortes différences
entre les prix unitaires des différentes espèces.
Avant d'envisager la mise en application des conclusions des évaluations
plurispécifiques, il y a lieu d'apprécier leur fiabilité. Chaque compartiment du modèle
est entaché d'erreurs qui peuvent se compenser ou se renforcer. Le modèle lui-même
peut reposer sur des hypothèses irréalistes ou conduire à des artefacts, mais ce sont là
des imperfections susceptibles d'être progressivement corrigées. Par ailleurs, tous les
paramètres estimés à partir des statistiques de base ont leur marge d'incertitude. La
version actuelle du modèle mer du Nord porte sur neuf espèces, dont cinq prédatrices.
Sur une période de dix ans, le nombre de valeurs entrées dans le modèle est de l'ordre
de 15 000, chacune étant le résultat agrégé de données provenant de sources différentes:
échantillons de captures débarquées, de contenus stomacaux, de lectures d'âge, de clés
âge-longueur, etc. Il est, donc, rigoureusement impossible de calculer les limites de
confiance des résultats du modèle. Sa validité ne peut être appréciée que par des
analyses de sensibilité et l'examen des performances de certains sous-modèles (ICES
CM. 1987).
Par exemple, la validité du sous-modèle alimentation a été apprécié en
comparant les compositions prévues et observées des régimes alimentaires de certains
prédateurs. Comme on l'a vu, initialement, la MSVPA estime par itération une matrice
de vulnérabilité pour toutes les catégories de proies et de prédateurs, de sorte que les
fractions de proies observées dans les contenus stomacaux pour l'année de référence
1981 correspondent aux fractions calculées par le modèle pour la même année. Celte
matrice de vulnérabilité est ensuite utilisée pour estimer les fractions de proies pour les
autres années, en tenant compte des changements survenus dans l'abondance relative
des diverses proies. On dispose, pour l'année 1982 et la morue, d'une série
d'observations indépendantes. La figure 3.6a compare les fractions prédites à celles
observées pour celte année. Bien que le coefficient de corrélation soit très significatif, la
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N. Daan
distinctes sur les puissances de pêche et les captures des différentes flottilles opérant en
mer du Nord, les simulations ont été plus théoriques que pratiques. Elles ne permettent
pas de chiffrer les effets de différentes stratégies d'exploitation du potentiel halieutique
de la mer du Nord. De telles projections sont aussi compliquées par l'incertitude sur les
fluctuations d'origine climatique du recrutement. Des hypothèses arbitraires sur les
tendances à venir de ce dernier restent toujours nécessaires.
Une question majeure demeure : celle des objectifs à retenir pour un
aménagement plurispécifique. Il est clair que, mises à part leurs insuffisances propres
pour un aménagement qui ne se borne pas à la conservation des ressources, mais vise
également l'efficacité économique et la viabilité sociale des pêcheries, les objectifs
biologiques classiques, déterminés pour des stocks unispécifiques considérés isolément,
ne peuvent pas être directement extrapolés à un ensemble d'espèces : ils perdent leur
singularité dans les plans multi-dimensionnels de production par recrue. En outre,
l'utilisation du poids, comme unité commune de mesure, ignore les fortes différences
entre les prix unitaires des différentes espèces.
Avant d'envisager la mise en application des conclusions des évaluations
plurispécifiques, il y a lieu d'apprécier leur fiabilité. Chaque compartiment du modèle
est entaché d'erreurs qui peuvent se compenser ou se renforcer. Le modèle lui-même
peut reposer sur des hypothèses irréalistes ou conduire à des artefacts, mais ce sont là
des imperfections susceptibles d'être progressivement corrigées. Par ailleurs, tous les
paramètres estimés à partir des statistiques de base ont leur marge d'incertitude. La
version actuelle du modèle mer du Nord porte sur neuf espèces, dont cinq prédatrices.
Sur une période de dix ans, le nombre de valeurs entrées dans le modèle est de l'ordre
de 15 000, chacune étant le résultat agrégé de données provenant de sources différentes:
échantillons de captures débarquées, de contenus stomacaux, de lectures d'âge, de clés
âge-longueur, etc. Il est, donc, rigoureusement impossible de calculer les limites de
confiance des résultats du modèle. Sa validité ne peut être appréciée que par des
analyses de sensibilité et l'examen des performances de certains sous-modèles (ICES
CM. 1987).
Par exemple, la validité du sous-modèle alimentation a été apprécié en
comparant les compositions prévues et observées des régimes alimentaires de certains
prédateurs. Comme on l'a vu, initialement, la MSVPA estime par itération une matrice
de vulnérabilité pour toutes les catégories de proies et de prédateurs, de sorte que les
fractions de proies observées dans les contenus stomacaux pour l'année de référence
1981 correspondent aux fractions calculées par le modèle pour la même année. Celte
matrice de vulnérabilité est ensuite utilisée pour estimer les fractions de proies pour les
autres années, en tenant compte des changements survenus dans l'abondance relative
des diverses proies. On dispose, pour l'année 1982 et la morue, d'une série
d'observations indépendantes. La figure 3.6a compare les fractions prédites à celles
observées pour celte année. Bien que le coefficient de corrélation soit très significatif, la
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