6 LE RÔLE DU SCIENTIFIQUE: FOURNIR DES INFORMATIONS OBJECTIVES

L'analyse faite ci-dessus a mis en lumière le rôle du scientifique, ce dernier représentant ici l'ensemble des experts des pêches (biologistes, économistes, sociologues, technologues, etc.) en tant que pourvoyeurs d'informations scientifiques aux décideurs. Si ces informations doivent s'avérer utiles et contribuer à ce que les meilleures décisions soient prises pour que les objectifs opérationnels convenus soient atteints, il est essentiel que les renseignements fournis par les scientifiques soient exacts, complets et objectifs. C'est ensuite aux décideurs de déterminer quels compromis et, si nécessaire, quels sacrifices doivent être faits. La science n'a pas pour rôle d'adopter ces décisions de politique; elle ne peut et ne devrait que fournir des avis et des informations.

Malheureusement, un problème courant dans les organes d'aménagement des pêcheries, et chez d'autres scientifiques qui travaillent dans la gestion des ressources, est que les scientifiques ne comprennent pas toujours que leur rôle se limite à fournir des avis scientifiques; ils considèrent parfois qu'ils sont au service d'une cause particulière. Dans certains cas, l'organe d'aménagement peut se considérer lui-même comme étant là pour servir les pêcheurs, peut-être même pour servir surtout un certain groupe de pêcheurs, par exemple les artisans-pêcheurs ou le secteur industriel. Ainsi, les scientifiques qui travaillent pour cet organe d'aménagement peuvent aussi adopter, ou sont poussés à adopter, ce rôle partisan. Inversement, bon nombre d'experts des pêches sont biologistes de formation et par intérêt, et ce grand intérêt qu'ils portent à la nature peut les conduire à se considérer comme les défenseurs des ressources face à un secteur halieutique destructeur.

Tout parti-pris de ce genre peut amener les scientifiques, délibérément ou inconsciemment sous l'effet des pressions, à fournir des avis privilégiant leurs intérêts. Par exemple, ils éviteront parfois de donner aux décideurs des résultats sur des stratégies qui, selon eux, risqueraient de trop réduire les ressources, ou ils ignoreront les signes montrant que le taux de croissance ou de recrutement a diminué ces dernières années, afin de ne pas devoir recommander une réduction des activités halieutiques. De telles tendances doivent toujours être évitées. Le scientifique ne devrait pas essayer de dicter les politiques, ou de les orienter en manipulant ou sélectionnant avec soin les informations qu'il présente. Les décisions de politique devraient être adoptées dans la transparence et de façon officielle par les organes de décision désignés, au sein de l'instance compétente. Pour que les décideurs soient confiants que les décisions qu'ils prennent sont les meilleures, ils doivent être sûrs que les résultats qu'ils reçoivent de leurs conseillers scientifiques sont complets et impartiaux.

Bien entendu, un scientifique peut aussi faire partie d'un organe de décisions, où il adopte le rôle de décideur. Cela est parfaitement légitime, pourvu que le scientifique sache parfaitement lui-même et fasse bien comprendre aux autres quand il agit en tant que scientifique en fournissant des avis scientifiques impartiaux, et quand il exprime sa propre opinion en tant que membre de l'organe de décisions.

7 COMMENT LES DÉCIDEURS ET LES POURVOYEURS D'INFORMATIONS DEVRAIENT-ILS ŒUVRER DE CONCERT?

Quand on envisage de modifier une stratégie de gestion, il existe évidemment de nombreuses combinaisons différentes de mesures d'aménagement, c'est-à-dire de stratégies différentes que l'on peut examiner. Pour décider lesquelles il convient d'étudier au moyen d'analyses et quelles simulations entreprendre, les décideurs et les scientifiques chargés des analyses doivent se consulter. Seules certaines modifications de la stratégie existante peuvent être réalisables ou souhaitables, et il faut les examiner en premier. Il ne sert pas à grand chose, par exemple, d'envisager une stratégie d'aménagement qui fixe le total admissible de capture dans une pêcherie où il est impossible de surveiller les prises ou les débarquements de tous les pêcheurs (voir chapitres 4 et 8).

La démarche devrait donc consister à décider tout d'abord si un changement est nécessaire (dans le cas, par exemple, où un TAC annuel est établi, cela peut être automatique), puis à étudier quelles sont les mesures d'aménagement qu'on pourra ou devra modifier en premier pour essayer de réaliser les changements désirés. Les scientifiques peuvent alors entreprendre une série d'analyses, à l'aide de modèles appropriés, pour simuler l'incidence que les nouvelles mesures d'aménagement auront sur les ressources et sur la pêcherie. Les effets des changements devront être décrits sous forme d'objectifs opérationnels et de points de référence pour la pêcherie.

Il se peut que les travaux des scientifiques indiquent que, même si les modifications de la stratégie d'aménagement qui ont été examinées se traduisent par quelques améliorations concernant les objectifs opérationnels, aucune de ces modifications n'aboutit à des résultats totalement acceptables. Ces résultats devront quand même être montrés aux décideurs, qui peuvent malgré tout trouver un compromis et adopter une des stratégies testées par simulation, ou qui peuvent demander aux scientifiques d'entreprendre de nouvelles analyses sur d'autres stratégies possibles, afin d'en rechercher une plus performante que celles qui ont déjà été testées. Grâce à cette démarche par approximations successives, on pourra identifier la stratégie d'aménagement, ou la modification d'une stratégie, la plus apte à réaliser les résultats désirés, en utilisant la meilleure information scientifique disponible (figure 10).

8 SOUMETTRE LES INFORMATIONS AUX DÉCIDEURS

Les décideurs du secteur halieutique doivent tenir compte de plusieurs objectifs différents lorsqu'ils déterminent des stratégies d'aménagement optimales. En raison des conflits que peuvent susciter ces objectifs, il n'y aura jamais de solution qui, en même temps, permette de maximiser tous les avantages potentiels et de minimiser tous les risques potentiels. Les décisions prises exigeront donc systématiquement que l'on décide quels compromis faire entre des exigences qui se contredisent; les décisions ont souvent un caractère politique mais, si l'on veut que ce soit de bonnes décisions, elles doivent être fondées sur la meilleure information scientifique disponible.

Ces dernières décennies, des avancées énormes ont été faites dans le domaine de l'évaluation des stocks, favorisées notamment par un accès facile à la puissante capacité informatique. En revanche, les méthodes formelles appliquées à la prise de décisions en matière de pêches ont sans doute très peu évolué. Il y a eu une prise de conscience de plus en plus nette de la nécessité de faire participer tous les principaux groupes d'intérêt au processus d'aménagement, y compris souvent à la prise de décisions (voir chapitre 7), mais une fois que ces groupes sont réunis, l'approche adoptée pour prendre les décisions est encore habituellement centrée sur la discussion ouverte et la controverse, avec tous les défauts et les problèmes que comporte une telle approche. La plus grande faiblesse des approches informelles de ce genre est qu'elles sont fortement influencées par des personnalités et ont donc tendance à être subjectives et exposées aux distorsions qui découlent par exemple d'intérêts personnels, d'objectifs à court terme dictés par des problèmes immédiats, ou de programmes d'action dissimulés. Accepter l'une de ces situations peut compromettre la réussite des stratégies et objectifs à long terme qui ont été convenus.

Quelques méthodes statistiques formelles de prise de décisions ont été mises au point, et certaines d'entre elles ont été appliquées à la prise de décisions dans le domaine des pêches. Parmi ces méthodes, on peut citer l'analyse multi-attributs, le processus hiérarchique analytique et l'utilisation des fonctions objectives à critères multiples. Cependant, ces méthodes ne se sont pas montrées très populaires et ne semblent pas avoir été largement appliquées ou adoptées pour une utilisation régulière. Ce manque de popularité s'explique probablement par le fait qu'on peut les considérer comme restrictives et leur reprocher de remplacer le libre arbitre par l'automatisation. En d'autres mots, on considère qu'elles limitent la possibilité qu'ont les gens d'exercer pleinement leur capacité à arriver à leurs fins!

Lorsqu'un organe de décision est ouvert à l'utilisation de méthodes statistiques formelles pour faciliter la prise de décisions, ces méthodes devraient être utilisées car elles aident utilement à identifier des questions fondamentales, à établir des priorités et à réduire la possibilité de préjudices cachés. Cependant, si les responsables des décisions préfèrent intervenir de façon traditionnelle, en recourant aux débats et aux échanges de vues, il faut en tenir compte et l'accepter. Il semble probable que les décisions en matière d'aménagement des pêches continueront d'être prises dans des «salles où il est permis de fumer» (actuellement) par des comités composés de particuliers représentant des groupes d'intérêt spécifiques ou choisis en raison de leur mandat ou de leur spécialité. Il est essentiel que les experts des pêches fournissent à ces comités des informations pertinentes, objectives et faciles à comprendre.

L'une des manières les plus utiles de présenter les informations aux décideurs, sous une forme qui facilite la comparaison et la prise de décisions, est d'établir un tableau de décisions (par exemple le tableau 5). Un tableau de décisions bien structuré et complet ne se limitera pas à résumer et présenter les principaux résultats découlant des analyses; il pourra également servir à rappeler aux décideurs leurs objectifs opérationnels et la façon dont les différentes stratégies d'aménagement cherchent à atteindre chacun de ces objectifs.

TABEAU 5 Tableau de décision hypothétique destiné à être présenté aux décideurs, permettant de comparer différentes stratégies à certains objectifs opérationnels. (Les limites hypothétiques de confiance à 95 pour cent sont indiquées entre parenthèses.)

Les résultats hypothétiques du tableau 5 mettraient les décideurs face à des décisions difficiles. Ils indiquent que la stratégie actuelle (stratégie d'aménagement n° 1) a une forte incidence sur le stock visé, le réduisant selon les estimations à 36 pour cent de son niveau moyen inexploité, avec la possibilité que le stock descende à 18 pour cent. La deuxième option, qui pourrait consister à réduire l'effort et/ou à modifier la sélectivité des engins, aurait des avantages importants pour le stock visé et le stock des espèces pêchées accidentellement le plus fortement touché, mais réduirait les recettes moyennes des pêcheurs et obligerait à réduire de 15 pour cent le nombre des pêcheurs exploitant la pêcherie. La troisième option se traduirait par une légère augmentation du nombre de pêcheurs et une forte hausse de leurs recettes annuelles moyennes à court terme mais avec une incidence beaucoup plus forte sur la ressource, entraînant une réelle possibilité de réduction du recrutement (qui n'est pas prise en compte dans ces «simulations» en raison du manque d'informations) et une spirale descendante de la biomasse et du rendement. Sur la base de ces résultats, les choix ne seraient pas faciles pour les décideurs de la pêcherie en question. Compte tenu de l'incertitude (dans ce cas, cela inclut la possibilité que le stock se réduise à 18 pour cent de son niveau inexploité), la stratégie n° 2 est manifestement la meilleure stratégie et peutêtre une stratégie essentielle pour garantir la durabilité de la ressource et des espèces pêchées accidentellement, et donc la viabilité de la pêcherie. Cependant, on peut juger très négatives les conséquences sociales et économiques de la stratégie n° 2. Dans cette situation, les responsables des décisions peuvent choisir de se tourner de nouveau vers les scientifiques et de leur demander d'essayer d'identifier d'autres stratégies qui aboutiront à un compromis entre la stratégie n° 1 et la stratégie n° 2, c'est-à-dire qui permettront de protéger suffisamment la ressource tout en ayant des conséquences sociales et économiques moins graves. Cela sera possible ou non, mais la possibilité pourrait être examinée avant que ne soit prise la décision finale.

Il faudrait également tenir compte des répercussions des différentes stratégies d'aménagement sur les aspects institutionnels et opérationnels d'une pêcherie avant que les décisions finales ne soient prises. Par exemple, si les décideurs étudient le choix à faire entre aménager la pêcherie uniquement en réglementant l'effort ou par le biais du TAC, les répercussions sur le suivi et le contrôle des captures seront des considérations importantes qui devront être portées à l'attention des décideurs (voir chapitre 4). De même, il faudra prendre en compte les effets de la stratégie sur l'écosystème.

Les résultats graphiques, comme ceux que présentent les figures 2 à 9, sont habituellement utiles aux décideurs. Il est très important que les experts des pêches communiquent avec ces derniers pour savoir de quelle sorte d'information ils ont le plus besoin et quelle est la meilleure façon de la présenter. Décideurs et experts des pêches apprendront à la lumière de l'expérience quels sont les modes de présentation les plus utiles. Cependant, cela ne devrait pas signifier que les scientifiques doivent fournir uniquement les informations qui leur sont demandées. S'ils ont des résultats ou des renseignements qui, selon eux, sont importants et doivent être examinés et pris en compte par les décideurs, il est de leur devoir de les communiquer.

En fin de compte, ces étapes devront aboutir à une approche semblable à celle que présente la figure 10. Une caractéristique importante de cette figure est qu'elle mentionne la consultation et la rétro-information qui devraient représenter le lien entre les décideurs et ceux qui fournissent les informations.

9 QU'EN EST-IL DE L'INCERTITUDE?

L'introduction de ce chapitre a souligné le gros problème que représente l'incertitude, ou le manque de connaissances, dans le domaine de la gestion des pêches. Il est assez difficile d'essayer d'estimer l'abondance des poissons et leur productivité, et les estimations que nous obtenons de ces valeurs ne sont rien d'autre que des estimations, avec la grande part d'incertitude que cela comporte. Quand nous essayons de prévoir ou de prédire quelle sera l'abondance des poissons l'année prochaine, nous introduisons encore plus d'incertitude, et quand nous essayons de prévoir comment le stock, la communauté de poissons ou les pêcheurs réagiront aux mesures d'aménagement nous en introduisons encore davantage.

L'incertitude qui entache l'évaluation et la gestion des stocks halieutiques a de nombreuses origines, que l'on peut résumer ainsi^[8]:

• incertitude du processus, ou variabilité aléatoire, dans les processus biologique et écologique eux-mêmes, par exemple le recrutement pour un stock;

• incertitude de l'observation, lorsqu'on essaie de mesurer des facteurs tels que les captures totales, la biomasse (par exemple par le biais d'une enquête), ou l'effort effectif dans une pêcherie;

• incertitude de l'estimation dans nos estimations finales des quantités, comme la situation du stock ou BMEY, qui découle de l'incertitude du processus ou de l'observation mentionnés ci-dessus, et aussi parce que nos modèles sont en général des simplifications des vrais processus écologiques;

• incertitude de la mise en œuvre, qui apparaît lors de la mise en œuvre des mesures d'aménagement, notamment en ce qui concerne l'efficacité que ces mesures auront et la façon dont les pêcheurs les respecteront;

• incertitude de caractère institutionnel, qui s'entend de l'incertitude concernant l'aptitude des participants au processus à communiquer entre eux, la mesure dans laquelle les gens acceptent de faire des compromis et la façon dont l'information scientifique est comprise, tous ces facteurs influant sur la manière dont les décisions seront prises et donc sur la qualité de ces décisions.

Nous pouvons estimer des valeurs pour certaines de ces incertitudes et utiliser ces valeurs dans l'évaluation des stocks et l'évaluation bioéconomique, ainsi que dans la prise de décisions. Par exemple, en mesurant le recrutement pour un stock sur plusieurs années, on peut obtenir une estimation non seulement du recrutement moyen, mais aussi de la variabilité d'une année à l'autre, qui peut être exprimée par des mesures telles que l'écart type concernant la moyenne, les intervalles de confiance à 95 pour cent de la moyenne ou simplement l'éventail des recrutements observés. De même, il est parfois possible d'estimer l'incertitude en ce qui concerne l'abondance, la biomasse ou le rendement potentiel d'une ressource. Par exemple, la meilleure estimation de la biomasse d'un stock de sardines, fondée sur une enquête hydroacoustique ou sur un modèle de dynamique de la biomasse, peut être de 100 000 tonnes, mais quand on calcule les incertitudes, on trouve que les limites de confiance à 95 pour cent de la biomasse estimée vont de 60 000 tonnes à 140 000 tonnes. Cela signifie que l'estimation la plus probable est de 100 000 tonnes mais qu'il y a 95 pour cent de chances pour qu'elle se situe entre 60 000 et 140 000 tonnes. Des limites de confiance à 95 pour cent d'au moins 40 pour cent de chaque côté de la moyenne, comme indiqué dans cet exemple hypothétique, seraient typiques de bon nombre d'estimations provenant de pêcheries bien aménagées.

Dans certains cas, il est possible qu'il n'y ait pas de bonnes estimations numériques de l'incertitude, mais les scientifiques devront alors fournir une appréciation établie avec soin de la qualité de leur estimation. Par exemple, ils pourront indiquer si leur estimation des quantités totales débarquées est très bonne, bonne, assez bonne ou seulement approximative. L'incertitude de la mise en œuvre et l'incertitude institutionnelle sont généralement beaucoup plus difficiles à évaluer que les autres types d'incertitude énumérés ci-dessus. Dans la plupart des cas, la meilleure information parfois disponible pour ces types d'incertitude est par exemple qu'il y a une forte ou une faible probabilité de graves infractions aux règlements (voir chapitre 8, section 5) ou un degré élevé, moyen ou faible de confiance dans le fait que les mesures d'aménagement choisies permettront d'obtenir le résultat désiré. Même des renseignements de ce genre aideront les décideurs à interpréter l'information et à prendre les meilleures décisions.

Auparavant, quand on aménageait les pêcheries, on avait tendance à ne pas tenir compte des incertitudes et à faire comme si les meilleures estimations étaient les bonnes réponses. Toutefois, grâce aux progrès de l'informatique et à une meilleure prise de conscience de tout ce que nous ne savons pas en matière d'aménagement des pêcheries, la tendance moderne est d'essayer d'estimer les diverses formes d'incertitude (évaluation des risques) et de les prendre en considération pour élaborer et mettre en œuvre des mesures et stratégies d'aménagement (gestion des risques). L'annexe du présent chapitre décrit plus en détail l'évaluation des risques.

La gestion des risques en est encore à ses débuts dans le domaine de l'aménagement des pêcheries, et il n'existe pas de façon formelle couramment appliquée pour gérer les risques. En substance, la gestion des risques requiert que les décideurs prennent la meilleure décision possible en se fondant sur les informations dont ils disposent, mais qu'ils tiennent compte également de l'éventualité que cette décision ne soit pas la bonne. Ils devront alors envisager de modifier la décision, par exemple les mesures d'aménagement choisies, de façon que la stratégie fonctionne bien non seulement quand la situation et le comportement des poissons correspondent à ce qu'on attendait, mais aussi pour que ça n'aille pas trop mal si la situation et le comportement se révèlent très différents de ce qu'on attendait au départ. En fait, cela peut revenir à prendre des décisions qui résistent aux incertitudes. Pour tester cette résistance, on a besoin de modèles et d'informations, afin d'examiner comment une stratégie de gestion fonctionnera dans des conditions différentes de celles qui avaient été prises en compte dans les évaluations de base, ou comment elle fonctionnera si certaines des informations utilisées dans ces évaluations de base sont inexactes. On peut ainsi identifier les résultats indésirables éventuels d'une stratégie de gestion avant qu'ils ne se produisent, ce qui permet de modifier la stratégie avant sa mise en œuvre, afin d'essayer d'éviter de tels résultats. En d'autres termes, le test de résistance offre un moyen de limiter à l'avance la probabilité que la stratégie de gestion choisie donnera de mauvais résultats, ou d'assurer qu'elle pourra être rapidement adaptée, si l'écosystème ou la pêcherie, ou les deux, ne se comportent pas de la manière qui avait été prévue lors de l'élaboration de la stratégie. Résister à l'incertitude peut signifier être plus prudent que le suggéraient les évaluations de base, par exemple lorsqu'on avait déterminé l'effort total autorisé. Cela pourrait aussi consister à garantir que l'on pourrait réduire rapidement l'effort, sans créer de désordres sociaux ou économiques inutiles, si la ressource avait une production inférieure à celle que l'on avait escomptée lors des évaluations.

Il est évident que cette approche doit être équilibrée. Si l'on a un point de vue extrême sur l'incertitude et la résistance, le seul moyen de réduire les risques face à l'inévitable incertitude est de fermer la pêcherie. Ce n'est pas une approche réaliste, et la stratégie d'aménagement devrait être conçue de manière à ne résister qu'aux changements auxquels on peut raisonnablement s'attendre.

Le fait de tenir compte de l'incertitude dans l'évaluation et l'aménagement n'exige pas beaucoup plus de la part de tous ceux qui participent au processus d'aménagement, entre autres les scientifiques, les pêcheurs et autres parties intéressées, les gestionnaires et les décideurs. En revanche, bien meilleures sont les possibilités de prendre de bonnes décisions et de mettre en œuvre les stratégies d'aménagement qui auront le plus de chances d'atteindre les objectifs. Rares sont les personnes qui se mettraient en route pour un long voyage sans prendre une roue de secours, des cartes et un peu plus d'argent au cas où il y aurait des problèmes imprévus mais possibles. La gestion des pêcheries requiert, au minimum, le même niveau de prudence, soit de gérer les risques.

10 L'INCERTITUDE ET L'APPROCHE DE PRÉCAUTION

Les sections précédentes de ce chapitre ont fourni quelques indications sur la manière de tenir compte de l'incertitude lors de la prise de décisions mais, sauf dans le cas de certaines méthodes statistiques formelles et rigoureuses, il n'existe pas de méthodes généralement acceptées et appliquées qui tiennent compte des connaissances sur l'incertitude dans le processus de décision. Le sujet a toutefois été abondamment discuté, et ces débats ont donné lieu à une philosophie générale ou un concept connu sous le nom d'approche de précaution. L'approche de précaution appliquée aux pêches figure dans le Code de conduite de la FAO et fait l'objet de l'une des Directives techniques établies en complément du Code de conduite (FAO, 1997).

La meilleure façon de résumer l'approche de précaution appliquée à l'aménagement des pêcheries est qu'«elle implique une vision prudente» (FAO, 1997). L'ouvrage énumère ainsi ce qu'exige l'approche de précaution (paragraphe 6):

• «prendre en compte les besoins des générations futures et éviter toutes modifications qui ne soient pas potentiellement réversibles;

• identifier préalablement les effets indésirables et les mesures qui permettront de les éviter ou de les corriger rapidement;

• lancer sans tarder toutes mesures correctives nécessaires et faire en sorte qu'elles atteignent rapidement leur but [...];

• si l'on n'est pas sûr de l'impact probable qu'aura l'utilisation des ressources, donner la priorité à la conservation de la capacité productive de la ressource;

• veiller à ce que la capacité de récolte et de transformation soit à la mesure des niveaux durables estimés de la ressource (production) et limiter tous autres accroissements de la capacité quand la productivité de la ressource est extrêmement incertaine [...]».

Il est également indiqué (paragraphe 7d) que, dans l'application de l'approche de précaution, «la norme de qualité de la preuve à utiliser dans les décisions concernant l'autorisation des activités de pêche doit être à la mesure du risque potentiel que court la ressource, sans toutefois négliger les avantages escomptés desdites activités».

Ces considérations sont importantes, et les lecteurs sont instamment invités à étudier avec soin les Directives techniques de la FAO sur l'approche de précaution et les sections pertinentes du Code de conduite (section 7.5).

11 CONCLUSIONS

Le thème développé tout au long du présent guide est que l'aménagement des pêcheries est une tâche compliquée, avec de grands objectifs qui généralement se contredisent mais qu'il faut harmoniser en formulant des objectifs opérationnels visant à fournir durablement des avantages à la société. Le gestionnaire des pêcheries a pour responsabilité de veiller à ce que cela soit fait et de garantir que les stratégies d'aménagement qui ont le plus de chances d'atteindre ces objectifs conciliés sont élaborées et mises en œuvre. Il existe de nombreux outils pour y parvenir mais, en raison de la complexité des écosystèmes et de leurs interactions avec les pêcheries, l'information nécessaire pour prendre les décisions est généralement incomplète et comporte beaucoup d'incertitudes. Ce chapitre a tenté de décrire quel type d'information le gestionnaire devrait demander au département scientifique de l'organe d'aménagement, sous quelle forme ces informations devraient être présentées aux décideurs et comment ces derniers devraient les utiliser quand ils prennent leurs décisions.

L'aspect le plus important de ce processus est que seuls les décideurs bien informés peuvent prendre de bonnes décisions. En conséquence, la meilleure information disponible, compte tenu du personnel et des ressources dont dispose l'organe d'aménagement, devrait être utilisée pour fournir des avis aux décideurs. Il appartient aux scientifiques de s'assurer qu'ils collectent l'information voulue qui servira à fournir les avis nécessaires, qu'ils compilent cette information d'une manière qui la rende facilement accessible à l'avenir, qu'ils l'analysent à l'aide de méthodes appropriées et qu'ils fournissent une information facile à comprendre, complète (dans la mesure du possible) et objective, qui aidera à prendre les décisions qui s'imposent.

Les exemples de méthodes et d'approches donnés dans ce chapitre ne représentent que quelques types des questions susceptibles de se poser dans l'aménagement des pêcheries et quelques types des informations scientifiques qui peuvent aider à y répondre. On trouvera d'autres renseignements dans les ouvrages sur l'évaluation des pêcheries déjà mentionnés, de même que dans le grand nombre de documents scientifiques sur l'évaluation et la gestion des pêches qui sont publiés chaque année. Il est très important que l'ensemble des autorités chargées de l'aménagement des pêcheries puissent s'adresser à un personnel qui connaisse bien au moins les approches normalisées appliquées aux types d'analyses présentées ici. Sans cela, des décisions avisées et donc efficaces et une utilisation responsable des ressources halieutiques ne seront pas possibles.

Une bonne communication est importante à tous les niveaux, et les responsables des décisions, les scientifiques et autres parties intéressées devront œuvrer ensemble pour veiller à ce que les informations correctes soient fournies et interprétées comme il convient. Le fait de suivre toutes ces étapes ne garantira pas automatiquement que les bonnes décisions seront prises, mais contribuera à assurer que l'on prend les meilleures décisions compte tenu des informations et ressources disponibles. C'est tout ce que l'on peut demander aux décideurs et à ceux dont la tâche est de leur fournir les informations dont ils ont besoin.

12 OUVRAGES CONSEILLÉS

Caddy, J.F. & Mahon, R. 1996. Points de référence en aménagement des pêcheries. FAO Document technique sur les pêches, n° 347. Rome, FAO. 101p.

Charles, A.T. 2001. Sustainable Fishery Systems. Blackwell Science, Oxford, Royaume-Uni.

FAO. 1997. L'approche de précaution appliquée aux pêches de capture et aux introductions d'espèces. FAO Directives techniques pour une pêche responsable, n° 2. FAO, Rome, 73 p.

FAO. 1999a. Aménagement des pêcheries. FAO: Directives techniques pour une pêche responsable, n° 4. FAO, Rome, 91 p.

FAO. 1999b. Guidelines for the routine collection of capture fishery data. FAO Fisheries Technical Paper 382. 113 p.

FAO. 2001. Indicateurs pour le développement durable des pêcheries marines. FAO: Directives techniques pour une pêche responsable, n° 8. FAO, Rome, 78 p.

Gayanilo, F.C., Jr. & Pauly, D. éd. 1997. FiSAT. FAO-ICLARM stock assessment tools. Reference manual. FAO Computerized Information Series. FAO, Rome.

Hilborn, R. & Walters, C.J. 1992. Quantitative Fisheries Stock Assessment. Choice, Dynamics and Uncertainty. Chapman and Hall, New York. 570 p.

Seijo, J.C., O. Defeo & Salas, S. 1998. Fisheries bioeconomics. Theory, modelling and management. FAO Fisheries Technical Paper 368. 108 p.

Sparre, P. & Venema, S.C. 1992. Introduction to tropical fish stock assessment. Part 1 - Manual. FAO Fisheries Technical Paper 306/1. 376 p.

Sparre, P.J. & Willmann, R. 1993. BEAM 4. Analytical bioeconomic simulation of spacestructured multi-species and multifleet fisheries. FAO Computerized Information Series. FAO, Rome.

Punt, A.E. & Hilborn, R. 1996. BIODYN. Biomass dynamic models. User's manual. FAO Computerized Information Series. FAO, Rome.

ANNEXE: L'EVALUATION DES RISQUES

Qu'est-ce que l'évaluation des risques?

L'évaluation des risques est généralement faite par l'équipe des scientifiques d'un organe d'aménagement des pêcheries et devrait inclure non seulement les risques biologiques, mais aussi les risques économiques et sociaux. Comme dans toute évaluation des pêcheries, l'évaluation des risques devrait être directement liée aux objectifs opérationnels.

Définition du risque

Le risque est généralement défini comme la probabilité que quelque chose d'indésirable se produise, mais lorsqu'on se sert du risque, il est nécessaire d'être plus précis, et les événements indésirables doivent être décidés et quantifiés. Les risques qui demandent une vigilance particulière sont liés aux objectifs opérationnels de la pêcherie, par exemple le risque que le stock tombe en dessous d'un niveau-seuil minimal, que le revenu de la pêcherie dans son ensemble ou par sous-secteur devienne inférieur à un certain niveau, ou que le nombre total de journées de travail des employés ou le nombre d'emplois passe en dessous du seuil fixé.

Dans l'évaluation des risques, il convient aussi de tenir compte de ce qui est considéré par les différentes parties intéressées comme un niveau de risque acceptable pour chaque indicateur de performance. Il n'existe pas de directive stricte pour décider quel est le niveau acceptable de risque pour un stock ou plusieurs stocks, et il s'agit là d'un des plus grands domaines de désaccord possible, et donc de faiblesse, dans l'évaluation des risques pour la ressource (Butterworth et al., 1997). Cependant, on devrait être en mesure de déterminer un niveau-seuil approprié de risque, par exemple en établissant une comparaison avec le niveau de risque pour un événement dans une population inexploitée ou pendant une période observée auparavant quand la population était considérée comme productive. Lorsqu'on examine la durabilité d'une ressource, un critère fondamental pour mesurer le risque devrait être la probabilité d'un mauvais recrutement dû à une faible biomasse de reproducteurs, et il est évident qu'on ne peut pas permettre que ce risque soit trop grand.

Il sera également difficile de tomber d'accord sur de bons critères d'ordre social ou économique qui permettent de mesurer le risque, par exemple ceux qui concernent le revenu et l'emploi, et de les définir. Alors que le choix d'un seuil qu'il faut éviter de franchir peut être relativement aisé, par exemple éviter de faire une perte ou éviter une réduction d'emploi, il est sans doute plus difficile de convenir du moment exact où le risque de franchir ces seuils devient trop élevé. Toutefois, contrairement à ce qui se passe quand on définit les risques biologiques, la question peut être débattue avec les personnes le plus directement concernées, les pêcheurs et autres parties intéressées, qui devraient participer directement au choix des niveaux de risque acceptables. En outre, il devrait être plus facile de déterminer les conséquences quand un seuil social ou économique est franchi que lorsque la biomasse du stock descend en dessous d'un certain seuil.

Quand on cherche à établir un risque acceptable (ou inacceptable) ou la probabilité qu'un seuil soit franchi, il faut tenir compte de la période de temps pendant laquelle le risque est mesuré. Par exemple, le risque d'être frappé par la foudre dépend en partie du temps durant lequel la cible est exposée à la foudre. Toutes choses étant égales par ailleurs, le risque d'être frappé par la foudre dans un délai de dix ans est dix fois plus élevé que dans un délai de un an. Lors des débats visant à définir un niveau acceptable de risque, il faut donc préciser de façon claire le laps de temps pendant lequel le risque est mesuré. Lorsque le risque est mesuré à l'aide de modèles, ce qui est normalement le cas, cela signifie qu'on prend en considération la période de temps durant laquelle le modèle est prévu. Les échelles de temps principales du stock, notamment la durée moyenne de vie de la ressource, ainsi que de la pêcherie (par exemple la durée de vie d'un navire), devraient être prises en compte. Quand on estime les risques en matière de pêche, les périodes de temps sont souvent de 10 à 20 ans.

Evaluation des risques

Pour évaluer les risques, on se sert d'ordinaire des méthodes normalisées d'évaluation des stocks en même temps que des données disponibles sur la ressource ou les ressources et sur la pêcherie. La première étape consiste à estimer les paramètres et les variables importants qui décrivent la dynamique de la ressource et la pêcherie, ainsi que le degré d'incertitude ou d'erreur que comportent ces estimations, entre autres la répartition (par exemple si la répartition est normale, log-normale ou uniforme) et l'ampleur de la distribution des erreurs. On peut ensuite utiliser ces estimations pour construire un modèle de prévision du système pêcherie-ressources. Le type de modèle à utiliser dépendra des questions à poser et des paramètres et variables qui ont été estimés. Par exemple, à un niveau plus simple, il se peut qu'on ne puisse utiliser que des modèles par recrue pour étudier l'incidence que les différents niveaux de mortalité par pêche et les différents âges à la première capture ont sur le rendement et la biomasse par recrue relatifs. Par contre, si l'on a aussi des estimations de la biomasse et du recrutement, il peut être possible d'estimer le rendement moyen et la variabilité interannuelle du rendement en fonction de différentes stratégies d'aménagement. Si seules des données sur les prises et l'effort sont disponibles, on pourra utiliser une approche de dynamique de la biomasse. Un modèle du même type que celui qui a servi à estimer les paramètres et leurs erreurs devrait normalement servir à prévoir l'incidence des stratégies d'aménagement. Le modèle sert alors de mode de prévision pour étudier l'impact, par exemple de différentes captures ou de différents niveaux d'effort ou d'un certain type d'engin, sur la biomasse, la structure par taille ou par âge et le rendement moyen, en tenant compte des incertitudes que l'on a estimées. Les modèles peuvent, et devraient normalement, prévoir également une estimation des résultats sur le plan social et économique, y compris l'incertitude, pour permettre d'évaluer la capacité qu'a chaque stratégie d'aménagement possible à atteindre tous les objectifs opérationnels.

Les estimations de l'incertitude sont utilisées dans les modèles qui fonctionnent de manière stochastique ou probalistique, c'est-à-dire que le modèle est utilisé de nombreuses fois dans la méthode de Monte Carlo pour chaque stratégie d'aménagement testée. En général, on utilise le modèle entre 1 000 et 10 000 fois pour chaque stratégie, en sélectionnant les valeurs des paramètres choisis pour chaque modèle utilisé à partir d'une distribution de probabilité définie par la distribution d'erreurs des estimations de paramètres (au lieu de les maintenir toutes constantes). Ainsi, différentes valeurs de paramètres sont utilisées dans le modèle dans chaque itération, ce qui donne différents résultats. Quand les itérations sont terminées, les valeurs moyennes des indicateurs de performance, qui reflètent les objectifs opérationnels, ainsi que leur aire de distribution, peuvent être calculées. Pour une évaluation de risques, le nombre d'itérations dans lesquelles l'indicateur de performance présentant de l'intérêt tombe en dehors du seuil de risque choisi (autrement dit le nombre de fois que chaque événement non désiré se produit) peut alors être compté, ce qui donne une estimation du risque en fonction de la stratégie d'aménagement qui est simulée.

Ce genre d'analyse débouche sur des informations comme celles qui sont présentées au tableau ci-après sous la forme d'un tableau de décisions. L'exemple a été tiré de simulations utilisées pour aider à choisir une stratégie d'aménagement (de façon plus formelle, une «procédure d'aménagement»; voir Cochrane et al. [1998] pour la définition d'une procédure d'aménagement) pour la pêcherie d'anchois de l'Afrique du Sud. Le tableau montre les indicateurs de performance considérés comme importants dans cette pêcherie: risque biologique pour la ressource (maintenu constant à 30 pour cent dans cet exemple); captures annuelles moyennes et variabilité des captures. Les résultats donnés ici ont permis aux décideurs (les gestionnaires et les parties concernées par la pêcherie) de comparer les avantages relatifs d'une maximisation des captures annuelles moyennes et du maintien de la stabilité (y compris du TAC minimal), afin de décider quelle solution serait la meilleure pour un aménagement efficace de la pêcherie. Il a déjà été convenu que 30 pour cent de risque d'«échec» biologique était un niveau acceptable (en utilisant une définition particulière du risque, comme décrit dans le tableau), mais si ce chiffre était sujet à contestation, les simulations pourraient être répétées pour différents niveaux de risque, afin de montrer les choix à faire entre modifier le risque biologique et les captures moyennes et la variabilité des captures.

TABLEAU Exemples de mesures de la performance pour différentes options d'aménagement pour la pêcherie d'anchois d'Afrique du Sud. Pour toutes les options, le risque que le stock tombe en dessous de 20 pour cent de la biomasse inexploitée dans un délai de 20 ans est de 30 pour cent. Les «options d'aménagement» montrent les aspects des règles utilisées pour établir le total admissible de capture (TAC) chaque année. «Réduction max» = réduction maximale du TAC d'une année à l'autre. (Tiré de Butterworth et al., 1992)

RÉFÉRENCES

Butterworth, D.S., De Oliveira, J.A.A. & Cochrane, K.L. 1992. Current initiatives in refining the management procedure for the South African anchovy resource. In G. Kruse, D.M. Eggers, R.J. Marasco, C. Pautzke & T.J. Quinn, éd. Proceedings of the international symposium on management strategies for exploited fish populations. Alaska Sea Grant College Program AK-SG-93-02. p. 439-473.

Butterworth, D.S., Cochrane, K.L. & De Oliveira, J.A.A. 1997. Management procedures: a better way to manage fisheries? The South African experience. In Pikitch E.K., Huppert D.D. & Sissenwine M.P., éd. Global Trends: Fisheries Management (Actes du Symposium tenu à Seattle, Washington, 14-16 juin 1994). Bethseda, Maryland, American Fisheries Society Symposium, 20: 83-90.

Cochrane, K.L., Butterworth, D.S., De Oliveira, J.A.A. & Roel, B.A. 1998. Management procedures in a fishery based on highly variable stocks and with conflicting objectives: experiences in the South African pelagic fishery. Reviews in Fish Biology and Fisheries, 8: 177-214.