anthropisation du trait de côte de l’île de mayotte et ... · anthropisation du trait de côte...
TRANSCRIPT
-Université Pierre et Marie Curie-
Mémoire de Master
Mention Sciences de l’Univers, Environnement, Ecologie
Spécialité -Océanographie et Environnements Marins- Année 2
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte et
conséquences sur le recrutement des juvéniles de poissons
commerciaux coralliens
Jaime Gómez Garvín
Maîtres de stage : René Galzin & Rakamaly Madi Moussa
USR 3278, Centre de Recherches Insulaires et Observatoire de
l’Environnement (CRIOBE)
Année Universitaire 2010-2011
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
2 Gómez Garvín, Jaime
Résumé
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte dans l’Océan Indien. Conséquences sur le recrutement des juvéniles de poissons commerciaux coralliens.
Les côtes tropicales et notamment celles de Mayotte, se caractérisent par des écosystèmes littoraux particulièrement riches : les mangroves et les récifs coralliens. Les interactions biologiques et physiques entre les mangroves et les récifs coralliens sont nombreuses et essentielles à l’équilibre de l’environnement côtier tropical. L’évolution démographique extrêmement forte de l’île de Mayotte dans les dernières années implique une forte pression et altération anthropique sur ces milieux. À l’aide des techniques d’échantillonnage (étude de l’altération du trait de côte, mesure de l’état de santé des récifs et comptages visuels des poissons) les relations existantes entre l’anthropisation, les récifs, la mangrove et les populations de poissons ont été étudiées. Les résultats de cette étude démontrent une relation positive entre les perturbations anthropiques, la destruction des récifs, ainsi qu’une modification dans la structure et abondance des peuplements ichtyologiques. Par ailleurs, la présence de la mangrove semble avoir un rôle important dans le cycle de vie des poissons récifaux de Mayotte.
Mots-clés : récifs coralliens, poissons récifaux, perturbations anthropiques, mangrove, île de Mayotte.
Abstract
Coastal line anthropification of Mayotte Island in the Indian Ocean. Consequences on the recruitment of juvenile commercial coral-reef fish.
Tropical coasts, and particularly those of Mayotte, are characterized by particularly rich coastal ecosystems: mangroves and coral reefs. Biological and physical interactions between these ecosystems are multiple and essential for the balance of the tropical coastal environment. The extremely strong demographic evolution of Mayotte Island in the recent years implies high pressures and human alteration of these ecosystems. Using different sampling techniques (study of coastline modification, measures of coral’s health and fish visual census), the relationship among anthropification, coral reefs, mangroves and fish populations has been studied. The results of this study demonstrate a positive relationship among human disturbance, destruction of corals and changing shifts in the structure and abundance of fish populations. Moreover, the presence of mangroves appears to have an important role in life cycle of reef fishes of Mayotte.
Keywords : coral reefs, reef fish, human disturbances, mangrove, Mayotte Island.
Resumen
Antropización de la costa de la isla de Mayotte en el Océano Indico. Consecuencias sobre el reclutamiento de juveniles en peces de arrecife de un interés comercial.
Las costas tropicales, y en particular las de Mayotte, se caracterizan por tener unos ecosistemas litorales particularmente ricos en biodiversidad: los manglares y los arrecifes de coral. Las interacciones biológicas y físicas entre estos dos ecosistemas son múltiples y esenciales para el equilibrio del medio ambiente costero tropical. La evolución demográfica extremadamente fuerte de la isla de Mayotte en los últimos años, implica una fuerte presión y alteración antrópica sobre estos ecosistemas. Mediante diferentes técnicas de muestreo (estudio de la alteración de la costa, medida del estado de salud del arrecife y conteo visual de peces) las relaciones existentes entre la antropización, el arrecife, el manglar y las poblaciones de peces han sido estudiadas. Los resultados de este estudio demuestran una relación positiva entre las alteraciones antrópicas, la destrucción del arrecife y la modificación en la estructura y la abundancia de las poblaciones de peces. Por otra parte, la presencia del manglar parece tener un papel importante en el ciclo de vida de los peces de arrecife de Mayotte.
Palabras-clave : arrecife de coral, peces de arrecife, perturbaciones de origen antrópico, manglar, isla de Mayotte.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
3 Gómez Garvín, Jaime
REMERCIEMENTS
A l’issue de ce stage, je tiens d’abord à remercier monsieur René Galzin, mon maître de
stage ; pour m’avoir donné l’opportunité de réaliser et de vivre cette aventure à
Mayotte pendant presque quatre mois. Mais aussi pour l’aide dans la correction de ce
manuscrit.
Je tiens ensuite à remercier à Kamal Madi Moussa. Sans lui rien de cela n’aurait été
possible. Merci pour m’avoir introduit dans cet univers des récifs coralliens qui jusqu’à
présent m’était totalement inconnu. Merci aussi pour m’avoir fait connaitre la culture
mahoraise.
Je tiens à remercier le Conseil Général de Mayotte. Spécialement Monsieur Maulana,
pour avoir mis à notre disposition un bureau avec connexion à internet pour le travail,
et pour nous avoir soutenus dans la recherche des moyens logistiques nécessaires.
Je remercie chaleureusement tous les gens rencontrés au cours de la mission à
Mayotte. Monsieur le commandant, Maman, Manon, Morgan, Clare, Carole, MI, Bjor,
Labib, Mohamadi… Enfin, la liste est interminable. Un grand merci à tous. Un
remerciement spécial à Manon, pour m’avoir beaucoup beaucoup aidé dans la partie
trait de côte. Mais aussi à Bjor, sans son bateau et son moteur on serait encore en
train de choisir les sites d’étude…
Je remercie les gens du laboratoire EPHE de Perpignan. Jon, Marine, Valentina, Pablo,
Jessica, Barbara, Joachim, Jean-Pierre… Merci pour le soutien, mais surtout pour les
conseils dans la partie statistique et le traitement des données.
Merci enfin à ma famille et mes amis en Espagne. Porque sin vuestro apoyo nada de
esto hubiera sido posible. Porque aunque me encuentre lejos de mi casa y de mi país,
siempre seréis lo más importante para mí. Muchas gracias por estar ahí cuando fue
necesario. A tod@s, os quiero.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
4 Gómez Garvín, Jaime
TABLE DE MATIERES
I. INTRODUCTION ………………………………………………………………………….………7
1. LES RECIFS CORALLIENS ET MANGROVES DANS LE MONDE : …………………….………7
II. CONTEXTE SCIENTIFIQUE …………………………………………………………………..9
1. MAYOTTE, UNE ÎLE EN PLEIN DEVELOPPEMENT : …………………………………….……….9
2. CYCLE DE VIE DES POISSONS RECIFAUX : ………………………………………………………...10
3. HABITAT ESSENTIEL ET DEGRADATION DU MILIEU CÔTIER : …………………….……..10
III. OBJECTIFS DE NOTRE ETUDE ……………………………………………………….…12
IV. MATERIEL ET MÉTHODES ……………………………………………………………….13
1. PRESENTATION DES SITES D’ETUDE : …………………………………………………..…….…..13
2. STRATEGIE D’ECHANTILLONNAGE : ………………………………………………………..……..13
2.1. Réalisation du trait de côte …………………………………………………………………13
2.2. Description de l’habitat ………………………………………………………………………15
2.3. Description des peuplements ichtyologiques ……………………………………..15
3. TRAITEMENT ET ANALYSES DES DONNEES : ……………………………………………………16
3.1. Création des cartes SIG …………………………………………………………..………….16
3.2. Analyses statistiques …………………………………………………………………..………17
3.2.1. Analyses univariées ………………………………………………………………………17
3.2.2. Analyses multivariées ………………………………………………………..…………18
V. RESULTATS ………………………………………………………………………………….….21
1. CARTES DU TRAIT DE CÔTE : …………………………………………………………………….……21
1.1. Sites non-perturbés ………………………………………………………………….…………21
1.2. Sites perturbés ……………………………………………………………………………………22
2. DESCRIPTION DE L’HABITAT : ……………………………………………………………………...…22
3. DESCRIPTION DES PEUPLEMENTS ICHTYOLOGIQUES : …………………………….….…26
3.1. Descripteurs ichtyologiques ………………………………………………………….……26
3.2. Variation spatiale des peuplements ichtyologiques ………………………….…26
VI. DISCUSSION …………………………………………………………………………………..33
VII. LIMITES DE L’ETUDE ……………………………………………………………………..39
VIII. CONCLUSIONS ET PERSECTIVES ……………………………………………………40
BIBLIOGRAPHIE …………………………………………………………………………………..42
ANNEXES ……………………………………………………………………………………….…..45
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
5 Gómez Garvín, Jaime
Table des abréviations
Nom des sites :
Tanaraki = Tan
Saziley = Saz
Bandrélé = Ban
Dzoumogné = Dzo
Sada = Sad
Mtsangamouji = Mts
Tsoundzou = Tso
Majicavo = Maj
Catégories de l’habitat :
Corail vivant = CorViv
Corail mort = CorMor
Dalle = Dal
Débris coralliens = Deb
Vase = Vas
Sable = Sab
Macroalgues = Malg
Éponges = Epo
Autres (oursins, déchets…) = Aut
Nom des tests statistiques :
ACP = Analyse en composantes principales
CLUSTER = Analyse de classification hiérarchique
MDS = Cadrage multidimensionnel (Multi-dimensional scaling)
ANOSIM = Analyse de similarité
SIMPER = Analyse de similarité intra-groupe
PERMANOVA = Analyse de variance non-paramétrique par permutations
(Permutation based non-parametric analysis of variance)
Liste des Tableaux
Tableau 1 : Schéma de la stratégie d’échantillonnage utilisé au cours de cette étude.
Tableau 2 : Surfaces en km2 des différents variables physiques et environnementales
affectant les 8 sites d’étude.
Tableau 3 : Pourcentage de recouvrement moyen (± Ecart-type) des 9 catégories de
l’habitat des 8 sites étudiés.
Tableau 4 : Valeurs moyennes (± Ecart-type) par transect de la richesse spécifique
(nombre d’espèces), l’abondance (nombre d’individus) et l’indice de diversité de
Shannon-Wiener dans les 8 sites étudiés.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
6 Gómez Garvín, Jaime
Liste des Figures
Figure 1: Distribution des récifs et diversité corallienne dans le monde (Jeanson M.,
2009).
Figure 2 : Distribution et diversité des mangroves dans le monde (Jeanson M., 2009).
Figure 3 : Carte général de Mayotte avec les 8 sites d’étude présents dans le récif
frangeant.
Figure 4 : Photographie et coupe transversale d’un récif frangeant (Plage de N’gouja, sud de Mayotte. Photographie R. Rolland) (Jeanson M., 2009).
Figure 5 : Résumé des étapes conduisant à la classification ou à l’ordination des données d’abondance ou biomasse (Field et al., 1982).
Figure 6 : Composition de l’habitat des 8 sites d’étude en pourcentage de recouvrement moyen.
Figure 7 : Classification ascendante hiérarchique sur la matrice de similarité de Bray-
Curtis des données d’habitat.
Figure 8 : Analyse en composante principales réalisée sur les données de
recouvrement de l’habitat. Les sites sont classés selon le facteur perturbation.
Figure 9 : Représentation des valeurs moyennes des transects avec les écart-types de la richesse spécifique, l’abondance et l’indice de diversité de Shannon-Wiener dans les 8 sites étudiés.
Figure 10 : MDS réalisés sur les données du troisième mois pour 3 facteurs (Site, Perturbation et Mangrove). Des lignes pointillées représentent la séparation entre les différents facteurs.
Figure 11 : MDS représentant les valeurs d’abondance de 3 familles (Acanthuridae, Labridae et Serranidae) affectées par le facteur perturbation. Des lignes pointillées représentent la séparation entre les différents facteurs.
Figure 12 : MDS représentant les valeurs d’abondance de 1 famille (Scaridae) affectée par le facteur mangrove. Une ligne pointillée représente la séparation par rapport au facteur.
Figure 13 : MDS représentant les valeurs d’abondance de 2 espèces principales (Cephalopholis argus et Chlorurus sordidus). Des lignes pointillées représentent la séparation entre les différents facteurs.
Figure 14 : Evolution de l’état de santé des récifs frangeants de Mayotte entre 1989 et 2004 (Wickel et Thomassin, 2005).
Figure 15 : Schématisation des principales interactions entre les récifs coralliens et les mangroves (Jeanson M., 2009).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
7 Gómez Garvín, Jaime
I. INTRODUCTION
Les milieux côtiers tropicaux figurent parmi les environnements les plus divers
et fascinants au monde. Les littoraux tropicaux proposent une grande diversité de
formes et d’écosystèmes. Parmi ceux-ci, les récifs coralliens et les mangroves sont
certainement les plus représentatifs des côtes tropicales. Ces environnements
complexes et fragiles sont parmi les plus riches réservoirs de diversité biologique et de
productivité primaire du monde.
1- Les récifs coralliens et mangroves dans le monde :
Les récifs coralliens constituent les écosystèmes marins les plus complexes, les
plus variés et les plus productifs au monde (Grigg et al., 1984 ; Letourneur et Chabanet,
1994 ; Hoegh-Guldberg, 1999 ; Veron, 2000). Leur distribution et leur développement
sont limités par les exigences écologiques et physiologiques des organismes
constructeurs; principalement les coraux hermatypiques. Les caractéristiques et la
qualité des eaux océaniques apparaissent comme des conditions déterminantes dans
la croissance corallienne ; notamment la température (18-30°C), la salinité (30-40‰),
la turbidité et la luminosité (Woodroffe, 2002). Par conséquence, les récifs coralliens
se développent essentiellement dans les mers et océans tropicaux avec de l’eau de
mer salée, chaude et claire (Fig. 1). Ainsi, les récifs coralliens se forment dans la région
Indo-Pacifique qui inclut la Mer Rouge, l’Oceán Indien, l’Asie du Sud et le Pacifique. La
région Indo-Pacifique contient environ 75% des récifs coralliens dans le monde et
comprend le centre de la diversité marine mondiale pour plusieurs grands taxons
incluant les coraux, les poissons et les crustacés (Veron, 2000 ; Jeanson M., 2009).
Souvent, les écosystèmes coralliens sont accompagnés d’un autre écosystème
caractéristique, les mangroves. Les mangroves sont des formations végétales
présentes dans les zones intertidales marines ou estuariennes des régions tropicales et
subtropicales. Les espèces végétales qui composent les mangroves ont développé des
systèmes adaptatifs (racines échasses, pneumatophores, propagules, excrétion du sel)
qui leur permettent de coloniser ces milieux particuliers, soumis aux conditions
extrêmes (forte variation de la salinité, conditions anaérobiques…) (Ali-Sifari et al.,
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
8 Gómez Garvín, Jaime
2006 ; Jeanson M., 2009). Les mangroves se développent sur environ 146 500 km² à
travers le monde (Fig. 2). La distribution des mangroves à l’échelle régionale est
influencée par de nombreux facteurs physicochimiques (température, précipitation,
salinité, chimie des sols), biologiques (dispersion et consommation des propagules) et
enfin morphologiques et hydrodynamiques (climat de vague, niveau de protection aux
vagues, processus et vitesse sédimentation, topographie) (Thollot, 1992 ; Nagelkerken
et al., 2007).
Figure 1: Distribution des récifs et diversité corallienne dans le monde (Jeanson M., 2009).
Figure 2 : Distribution et diversité des mangroves dans le monde (Jeanson M., 2009).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
9 Gómez Garvín, Jaime
II. CONTEXTE SCIENTIFIQUE
1- Mayotte, une île en plein développement :
Mayotte est une île haute volcanique située dans l’océan Indien par 12º 50’ Sud
et 45º 10’ Est à l’extrémité nord du canal de Mozambique (Océan Indien), entre la côte
de l’Afrique de l’Est distante de 400 km et Madagascar distante de 376 km. Mayotte
est l’île la plus méridionale et la plus orientale de l’archipel des Comores, qui
comprend également les îles Grande Comore, Mohéli et Anjouan (Letourneur, 1996 ;
Dinhut et al., 2008). D’une superficie de 374 km2, pour une longueur de côte de 185
km, Mayotte comprend deux îles principales : Grande Terre (364 km2) et Petite Terre
(10 km2), ainsi qu’une trentaine d’îlots internes au lagon.
L’une des principales caractéristiques de Mayotte est la présence d’un immense
complexe récifo-lagonaire de type barrière d’environ 1500 km2, le plus important de
cette région de l’océan Indien, et sans doute l’un des plus grands du monde. Ce lagon
peut atteindre 15 km de largeur, 80 m de profondeur et abrite une extraordinaire
biodiversité (Gabrié et al., 2003). Une autre caractéristique remarquable est la
présence de plus de 735 ha de mangrove. Mayotte possède sur une grande partie de
sa côte des mangroves qui sont généralement situées dans le fond des baies vaseuses.
Ces mangroves jouent divers rôles d’une grande importance pour l’écologie du lagon.
La mangrove a notamment la propriété de filtrer les eaux de ruissellement et la
capacité de retenir une partie des flux terrigènes (Ali-Sifari et al., 2006). En outre, les
mangroves sont censées créer un habitat essentiel pour la protection des juvéniles de
poissons récifaux qui s’y réfugient.
L’ensemble de ces habitats soutiennent une extraordinaire biodiversité. A
l’échelle de Mayotte, l’environnement littoral et lagonaire abrite environ 600 espèces
de poissons, 254 espèces de coraux durs, plus de 530 espèces de mollusques, 270
espèces d’algues, 5 des 7 espèces mondiales de tortues marines, et 22 espèces de
mammifères marins (30% des espèces mondiales). Au total, ce sont plus de 2 300
espèces qui peuplent les côtes et le lagon mahorais (Rolland et al., 2005 ; Dinhut et al.,
2008). La protection de ce patrimoine, fondamental sur le plan socio-économique de
Mayotte, constitue un enjeu déterminant pour cette île, compte tenu de la progression
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
10 Gómez Garvín, Jaime
démographique extrêmement forte qui a augmenté dans une proportion de 400% en
30 ans. La densité de population en 2003 était de 350 habitants/km2, essentiellement
répartis sur le littoral ; ce qui implique une forte pression et altération anthropiques
sur ce milieu (Gabrié et al., 2003).
2- Cycle de vie des poissons récifaux :
Pour la plupart des espèces de poissons récifaux, leur cycle de vie est
caractérisé par une complexité donnant lieu à 3 phases bien différenciées, une phase
larvaire pélagique, une phase d’installation et une phase adulte benthique en relation
directe avec le récif. Suite à la reproduction des adultes, les larves réalisent une
migration pélagique jusqu’au moment de la colonisation. La durée de cette phase
larvaire pélagique varie selon les espèces et selon les conditions rencontrées dans
l’environnement pélagique. Au moment de la colonisation ou phase d’installation, les
larves réalisent une métamorphose car elles atteignent un stade de développement
qui leur permet de quitter le milieu pélagique et de s’installer dans le milieu récifal.
Cette métamorphose est marquée principalement par un changement de
morphologie, d’habitat, d’alimentation et de comportement (Sale, 1991). Pendant les
premiers stades de vie des poissons récifaux, le taux de mortalité est très élevé. Suite à
la colonisation jusqu’au 90% des post-larves peuvent disparaitre à cause de la
prédation. Après, le taux de mortalité des individus déjà installés peut atteindre 60%
de la population restante. La qualité de l’habitat sélectionné à l’installation des post-
larves est donc essentielle car il peut conditionner leur survie et leur croissance, et
donc le succès de leur recrutement dans les populations adultes (Lecchini et Galzin,
2003 ; Maamaatuaiahutapu et al., 2006).
3- Habitat essentiel et dégradation du milieu côtier :
L’habitat essentiel a été défini comme un milieu où les abondances, les taux de
croissance et de survie de juvéniles et le nombre d’individus qui recrutent sont
relativement élevés (Hook et al., 2003) La présence d’un habitat essentiel se révèle
d’une importance majeure pour la réussite du recrutement car il influence fortement
le renouvellement des populations adultes (Andrews et Anderson, 2004 ; Bellwood et
Hughes, 2004).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
11 Gómez Garvín, Jaime
Le cycle biologique des poissons récifaux ne peut s’accomplir que si l’individu
trouve les conditions nécessaires à son développement dans le milieu à chacun de ses
stades ontogéniques. Ces stades ontogéniques sont généralement caractérisés par des
exigences physiologiques, biologiques et écologiques différents, ce qui normalement
implique la fréquentation de différents habitats (Dahlgren et Eggleston, 2000). Ces
changements d’habitat diffèrent selon l’espèce et conditionnent en grande partie la
distribution spatiale des individus dans les écosystèmes récifaux (Lecchini et Galzin,
2005). Chez plusieurs espèces dont les adultes mènent une vie récifal, les juvéniles se
retrouvent en grande densité dans certains habitats non-récifaux comme les herbiers
et les mangroves (Louis et al., 1992). Ces habitats sont considérés comme zones de
nourriceries et peuvent être le point de départ des migrations post-installation vers les
lieux de vie des adultes. La dépendance à ces habitats apparait comme une condition
spécifique liée directement aux espèces, et en général à l’état de vie juvénile
(Dorenbosch et al., 2004 ; Mumby et al. 2004 ; Nagelkerken et al., 2007).
Aujourd’hui, la croissance des populations côtières des principaux pays
insulaires tropicaux se traduit par une augmentation de la pression anthropique subie
par le littoral marin. En effet, la pression humaine sur les zones frangeantes peut avoir
des conséquences écologiques et socio-économiques parfois néfastes (Galzin, 1990).
Cette anthropisation côtière qui menace les écosystèmes (type corallien et type
mangrove) est généralement liée aux activités agricoles et d’urbanisation. Parmi ces
modifications nous pouvons citer l’érosion due aux mauvaises pratiques agricoles et
défrichement pour la construction, l’aménagement des infrastructures touristiques ou
d’habitation, la construction de routes, digues, remblais, aéroports etc. (Gabrié et al.,
2003).
L’écosystème récifal est d’un équilibre très complexe et très fragile. Une
dégradation dans un niveau trophique, dans un groupe d’espèces s’avère souvent
irréversible ; et dans les meilleurs des cas, la régénération est très longue. Ces
dégradations ont un impact direct en premier lieu sur les communautés coralliennes et
par la suite sur les communautés associées (algues, invertébrés, poissons…). Par
ailleurs les dégradations des récifs frangeants se répercutent non seulement sur les
peuplements des poissons qui s’y trouvent, mais aussi sur ceux de la pente externe et
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
12 Gómez Garvín, Jaime
de l’océan par l’effet de la destruction des habitats des juvéniles (Galzin, 1990 ;
Lecchini et Galzin, 2005). Dans le cas des mangroves, ces dégradations anthropiques
peuvent se traduire dans l’altération des cycles biologiques et sédimentaires liés à ces
écosystèmes. Les conséquences, directes ou indirectes, de la dégradation des
mangroves et des arrières-mangroves associés peuvent être nombreuses : envasement
du lagon, mortalité des récifs frangeants et diminution des ressources halieutiques
entre autres (Ali-Sifari et al., 2006).
III. OBJECTIFS DE NOTRE ETUDE
Ce travail a trois objectifs principaux. Le premier est de caractériser l’impact de
l’homme sur la zone frangeante. Le deuxième est d’évaluer l’effet de ces impacts sur le
recrutement des juvéniles de poissons d’intérêt commercial. Finalement le troisième
objectif est d’analyser l’effet de la présence des mangroves comme rôle de nourricerie.
L’étude s’oriente autour de 3 grands axes :
(1) Evaluer l’état de dégradation et perturbation de huit secteurs frangeants et
identifier les causes humaines qui sont responsables et qui participent aux
dégradations de ces zones.
(2) Mesurer et quantifier la destruction du récif frangeant qui se trouve face aux
huit secteurs frangeants précédemment étudiés.
(3) Mesurer l’effet des perturbations et de la présence de la mangrove sur le
recrutement de la ressource ichtyologique exploitée à l’aide des outils comme
les comptages visuels de poissons.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
13 Gómez Garvín, Jaime
IV. MATERIEL ET METHODES
1- Présentation des sites d’étude :
Tout autour de l’île de Mayotte huit sites ont été choisis pour cette étude,
toujours dans le récif frangeant (Fig. 3). Le choix des stations a été fait en prenant en
compte les moyens logistiques disponibles et la disponibilité d’accès aux sites à la nage
ou en bateau quand c’était possible ; mais aussi en respectant une distance d’écart
d’au moins 1000 m entre les sites pour assurer leur indépendance. Pour pouvoir tester
l’effet des perturbations sur les récifs coralliens et sur les peuplements ichtyologiques
inféodés à ces systèmes, quatre sites ont été choisis avec une perturbation
anthropique importante en évaluant certains critères (présence des villages, rejet des
eaux usées, présence des déchets…). Ce choix a été réalisé en se basant sur les
données collectées par Wickel et Thomassin (2005). Dans la même optique, pour
pouvoir tester l’effet de nourricerie de la mangrove, quatre sites se situent près d’une
mangrove. Ces deux facteurs (perturbation et mangrove) se croissant entre eux,
donnent une stratégie d’échantillonnage avec 2 sites par catégorie (Tab. 1).
2- Stratégie d’échantillonnage :
2.1- Réalisation du trait de côte
Les éléments utilisés pour la catégorisation du trait de côte sont les suivantes.
- Nature du trait de côte : plage de sable blanc ou noir, côte rocheuse, falaises,
mangrove, côte artificielle.
- Présence des aménagements anthropiques : dépôt important d’ordures,
remblaiement, exutoire, quai, zone touristique, jetée, piège à poisson.
- Autres éléments importants : présence des villages et des rivières.
La ligne de trait de côte de chaque site a été divisée en tronçons avec les
mêmes caractéristiques. À l’aide d’un GPS, un point de repère a été pris au début et à
la fin de chaque tronçon. De plus, pour chaque aménagement présent, un point GPS a
été enregistré. Le niveau de pollution et de dégradation côtière a été évalué et noté.
Toutes les démarches sur le terrain ont été réalisées avec l’aide des fiches techniques.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
14 Gómez Garvín, Jaime
Figure 3 : Carte général de Mayotte avec les 8 sites d’étude présents dans le récif frangeant.
Tableau 1 : Schéma de la stratégie d’échantillonnage utilisé au cours de cette étude.
Perturbation
SITE NON-PERTURBÉ PERTURBÉ
Man
gro
ve
SANS MANGROVE Tanaraki Sada
Saziley Mtsangamouji
AVEC MANGROVE Bandrélé Tsoundzou
Dzoumogné Majicavo
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
15 Gómez Garvín, Jaime
La stratégie de la stratification du trait de côte est la suivante : le parcours du
trait de côte a été effectué à pied, sur terre pour les zones accessibles; et en bateau ou
en kayak, dans l’eau pour les secteurs non desservis par la route côtière ou des
secteurs avec de la mangrove. La catégorisation a été effectuée de façon linéaire pour
chaque site avec l’aide des cartes IGN à une échelle de 1 : 25 000 pour pouvoir
permettre un bon repérage sur place.
2.2- Description de l’habitat
La caractérisation du substrat a été réalisée selon la méthode du transect à
point équidistant (« Point intercept transect »). Cette méthode permet d’estimer le
pourcentage de recouvrement des différents substrats et organismes (Loya, 1978).
Une mesure est effectuée tous les 50 cm sur un transect de 50 m de longueur. De plus
3 réplicas ont été saisis par site pour avoir au total 300 points de mesure. Les
catégories mesurées sont les suivantes : corail vivant (CorViv), corail mort (CorMor),
dalle (Dal), débris (Deb), vase (Vas), sable (Sab), macroalgue (Malg), éponge (Epo) et
autre (Aut).
2.3- Description des peuplements ichtyologiques
La description des peuplements ichtyologiques repose sur l’identification et le
dénombrement des espèces présentes dans le milieu récifal. La méthode choisie pour
réaliser cette description est celle des transects (Brock, 1954). C’est une méthode
directe et mobile, puisque le plongeur compte directement les poissons et il se déplace
sur le transect pour faire l’inventaire. Le comptage visuel des poissons a été réalisé à
distance fixe en apnée dans des transects de 50 m de longueur et 1 m de largeur dans
le front récifal du récif frangeant (Fig. 4). Pour chaque site 3 transects ont été mis en
place et 2 plongeurs ont réalisé l’inventaire, donnant au final 6 réplicats pour une
surface échantillonnée de 300m2. Tous les échantillonnages ont été effectués de jour
entre 7h00 et 17h00 car c’est durant ces heures que le nombre de poissons est
maximal (Galzin, 1987). Mayotte, étant une île inféodée aux effets de la marée, les
comptages on étés réalisés en marée montante et en nouvelle-lune pour limiter les
erreurs dues aux effets environnementaux. L’échantillonnage a été répété 3 fois
pendant 3 mois successifs (Mars, Avril et Mai 2011). L’identification taxonomique a été
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
16 Gómez Garvín, Jaime
réalisée jusqu’au niveau de l’espèce quand c’était possible à l’aide des livres
d’identification taxonomique de poissons de la région Indo-Pacifique (Bacchet et al.,
2006 ; Maamaatuaiahutapu et al., 2006 ; Taquet et Diringer, 2007).
Comme cette étude rentre dans la cadre d’un projet de gestion visant à évaluer
l’effet de la pêche à Mayotte ; seules les espèces d’intérêt commercial ont été
recensées (Annexe I).
Figure 4 : Photographie et coupe transversale d’un récif frangeant (Plage de N’gouja, sud de Mayotte. Photographie R. Rolland) (Jeanson M., 2009).
3- Traitement et analyses des données :
3.1- Création des cartes SIG
Pour la création des cartes SIG nous avons utilisé le logiciel « MapInfo
Professional version 7.5». Un GPS Garmin réglé en longitude et latitude WGS 84 a été
utilisé pour le relèvement des points GPS sur place. Ensuite, ces points GPS étant
délivrés en degrés décimaux, ils ont été placés sur des cartes. Les fonds des cartes
utilisés ont étés mis à disposition par la direction de l’équipement de Mayotte (DE)
avec une convention signée. Les documents utilisés sont : la carte IGN SCAN 25 de
Mayotte 2008, les cartes et images raster RGM04 des récifs, urbanisations, région
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
17 Gómez Garvín, Jaime
padzas, bassin versants et mangroves (Référence Géographique Mayotte 2004) et les
orthophotos de Mayotte 2008.
3.2- Analyses statistiques
Pour toutes les analyses réalisées concernant les peuplements ichtyologiques
seules les données de comptage du troisième mois ont été traitées. Le principal but de
cette décision a été la réduction des erreurs dues aux différences d’identification des
poissons par les plongeurs. Nous partons du principe que les comptages visuels
effectués le troisième mois ont été plus exacts que ceux des premiers mois,
principalement à cause de l’entrainement des plongeurs au cours de la mission. De
plus, l’étude de l’évolution temporelle des peuplements ichtyologiques demanderait
plus de trois mois de données pour avoir des résultats représentatifs; cette variabilité
temporelle saisonnière des peuplements ichtyologiques ne fait donc pas partie des
objectifs de notre étude. Dans la même optique, et toujours avec l’objectif de réduire
le biais des analyses, certaines familles de poissons ont étés supprimées pour la
réalisation des analyses. Nous n’avons pas tenu compte de la famille des
Holocentridae, puisque ce sont des poissons nocturnes, uniquement présents dans les
grottes de récif pendant le jour et difficile d’échantillonner par comptage visuel. Nous
avons aussi exclu des analyses les poissons de la famille des Carangidae, des
Caesionidae et des Siganidae parce que ce sont des poissons plutôt pélagiques qui
peuvent transiter en gros bancs sur le récif frangeant. Nous avons considéré que
l’apparition des ces espèces se montre plutôt aléatoire et ne représente pas l’état de
santé du récif ni la présence de la mangrove.
Le traitement des données et les analyses statistiques ont été réalisés à l’aide
du logiciel Primer-E version 6 & Permanova+ (Clarke et Warwick, 2001 ; Anderson et
al., 2008).
3.2.1- Analyses univariées
Afin d’étudier la composition spécifique des peuplements, différents
descripteurs ichtyologiques et indicateurs écologiques ont étés calculés et analysés.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
18 Gómez Garvín, Jaime
(a) Richesse spécifique (S): La richesse spécifique correspond au nombre total
d’espèces. Dans le cas de la richesse spécifique moyenne, c’est le nombre moyen
d’espèces par transect de chaque site.
(b) Abondance : L’abondance correspond au nombre total des individus
d’une espèce. Dans notre étude, l’abondance moyenne correspond au nombre total
moyen des individus recensés dans chaque site.
(c) Indice de diversité de Shannon-Wiener (H’) : Cet indice fournit des
informations sur la complexité de la structure d’une communauté. Il est calculé avec la
formule suivante :
𝐻′ = − ∑ 𝑝𝑖 × ln 𝑝𝑖
𝑆
𝑖=𝑙
Avec 𝑝𝑖, la proportion de l’espèce i ( 𝑝𝑖 = 𝑛𝑖/𝑁) ; ni, le nombre d’individus de
l’espèce i dans le transect ; N, le nombre total d’individus dans le transecs et S, le
nombre total d’espèces. Pour une richesse spécifique donnée, H’ augmente lorsque la
régularité et la richesse spécifique augmentent.
3.2.2- Analyses multivariées
La variabilité spatiale de la santé des récifs et de la structure des peuplements
ichtyologiques a été mise en évidence à l’aide des méthodes multivariées. Ces
méthodes nous ont permis de regrouper les objets selon leur affinité et d’identifier les
variables responsables des assemblages observés.
Des ACP (« Analyse en Composantes Principales ») ont été réalisées sur les
données de description de l’habitat. Cette méthode d’ordination procède à des
transformations linéaires des variables quantitatives intercorrélées de manière à
obtenir de nouvelles variables non corrélées appelées composantes principales. Ainsi,
la représentation graphique obtenue en deux dimensions des sites et des variables
permet d’identifier facilement les corrélations entre les variables et comment sont
structurés les sites.
Des analyses MDS (« Multi-Dimensional scaling ») ont été effectuées sur les
données des comptages visuels des poissons. S’appuyant sur le calcul préliminaire de
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
19 Gómez Garvín, Jaime
similarité ou de distances entre échantillons, cette méthode d’ordination cherche à
représenter dans un nombre réduit d’axes les relations d’ordre entre les objets (Fig. 5).
Une valeur de la représentation graphique est donnée (stress) ; plus elle est faible, plus
la représentation est bonne. L’indice de similarité utilisé dans cette étude est celui de
Bray-Curtis ; l’un des indices le plus communément utilisé et adapté à des données
d’abondances (Clarke et Warwick, 2001).
De plus, des CLUSTER (« Classification ascendante hiérarchique ») ont été
réalisés. Cette analyse nous donne une représentation graphique qui regroupe les
différents variables d’une façon hiérarchique en se basant sur la similarité. La
significativité de ces regroupements peut ensuite être testée par un test ANOSIM
(« Analyse de similarité »). Cette dernière fournit un indice R basé sur les rangs des
dissimilarités au sein et entre les groupements. Un indice proche de 0 indique une
absence de différence dans la composition des communautés, alors qu’un indice
supérieur à 0 suggère des différences. Ensuite, la contribution des principales variables
responsables de ces assemblages a été identifiée à l’aide d’une analyse SIMPER
(« Analyse de similarité intra-groupe »).
Figure 5 : Résumé des étapes conduisant à la classification ou l’ordination des données d’abondance ou biomasse (Field et al., 1982).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
20 Gómez Garvín, Jaime
Les données ont été transformées de la façon appropriée avant chaque analyse
afin de réduire l’hétérocédasticité et limiter l’importance des espèces le plus
abondantes. Les données de description de l’habitat, en étant en pourcentage, une
transformation sin−1 √𝑝 a été réalisée. Dans le cas des abondances et biomasses, la
transformation a été de log(𝑥 + 1) (Legendre et Legendre, 1998). De plus, dans le cas
des données ichtyologiques; les espèces ayant une présence d’un ou plusieurs
individus dans un seul transect d’un site ont été enlevées avant de réaliser les analyses
multivariées. L’objectif de cette modification est la diminution de bruit de fond des
analyses.
Les comparaisons entre différents facteurs (sites, perturbation et mangrove)
ont été réalisées à l’aide du test PERMANOVA (« permutation based non-parametric
analysis of variance »), basé sur une mesure de ressemblance (ex : indice de similarité
de Bray-Curtis). Le test PERMANOVA est un test non-paramétrique qui nous permet de
tester la réponse d’un jeu de données multivariées à un ou plusieurs facteurs, croisés
ou hiérarchisés, de manière analogue à l’analyse de variance dans le cas des données
univariées. Le test fournit un indice F basé sur les valeurs de dissimilarité au sein et
entre les groupements. Plus l’indice F est élevé, plus de différences existent entre les
groupes (Anderson et al., 2008).
Le test ANOSIM et PERMANOVA ont tendance de donner des résultats
semblables dans le cas des analyses à un facteur. Les deux tests sont par ailleurs
effectués en s’appuyant sur une procédure de permutations des échantillons. La
principale différence entre ces 2 tests est basée sur la façon d’obtenir les données à
comparer. Le test ANOSIM utilise des rangs de dissimilarité. C'est-à-dire, la différence
ou distance de dissimilarité entre les échantillons. Par contre le test PERMANOVA
utilise les valeurs de dissimilarité. Le test ANOSIM peut être utilisé pour l’analyse des
jeux de données à plusieurs facteurs, mais la fiabilité et force des résultats diminue
avec la complexité. Le test PERMANOVA est recommandé dans le cas des jeux de
données larges et complexes, mais il faut aussi tenir compte des degrés de liberté et
du nombre des permutations réalisés par le test pour obtenir les résultats (999
permutations maximales). Plus de permutations le test réalise, plus fiables seront les
résultats (Anderson et al., 2008).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
21 Gómez Garvín, Jaime
V. RESULTATS
1- Cartes du trait de côte :
Une carte générale de l’île de Mayotte avec la position et les caractéristiques
physiques et environnementales affectant chaque site d’étude est créée. Les
caractéristiques prises en compte sont la surface des bassins versants liées à chaque
site, la surface des padzas (zones érodés ou fortement instables), des zones urbaines
et des mangroves (Tab. 2). Ensuite une carte plus spécifique pour chaque site d’étude
est créée. Dans ces cartes, le niveau de dégradation, ainsi que la présence de la
mangrove et des aménagements anthropiques sont indiqués (Annexe II).
Tableau 2 : Surfaces en km2 des différents variables physiques et environnementales affectant les 8 sites d’étude.
Bassin versant Padzas Zone urbaine Mangrove
Sites non-perturbés
Tanaraki 0,464 0,011 -- -- Saziley 0,922 0,012 -- -- Bandrélé 8,995 1,410 0,692 0,396 Dzoumogné 40,447 4,231 0,658 0,812
Sites perturbés Sada 1,176 0,156 0,845 -- Mtsangamouji 4,140 1,212 1,063 -- Tsoundzou 17,740 1,019 1,155 0,258 Majicavo 1,114 0,063 0,494 0,117
1.1- Sites non-perturbés
-Tanaraki (Tan) et Saziley (Saz): Ces deux sites sont caractérisés par l’absence
de la mangrove. Une autre particularité est l’absence totale de zone urbaine et la
faible présence des padzas dans le bassin versant affectant les deux sites. Les transects
de comptage des poissons ne sont pas très éloignés de la côte et ils se trouvent juste
en face de plages touristiques. En général le niveau de pollution est nul sauf en
certains tronçons de Tanaraki où le niveau de pollution est faible. Ils ont les bassins
versants le plus petits (Tan 0,5 km2 et Saz 0,9 km2).
-Bandrélé (Ban) et Dzoumogné (Dzou): La caractéristique principale de ces
deux sites est la présence de la mangrove. Ils ont les mangroves le plus grandes en
surface en comparant avec les autres sites (Ban 0,4 km2 et Dzou 0,8 km2). De plus, le
niveau de pollution du trait de côte est faible à Bandrélé et moyen ou faible à
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
22 Gómez Garvín, Jaime
Dzoumogné. Même si les deux sites sont considérés comme non-perturbés il faut
remarquer la présence d’une grande surface de padzas dans leur bassin versant (Ban
1,4 km2 et Dzou 4,2 km2). Dzoumogné est le site ayant le bassin versant le plus large
(Dzou 40,4 km2) avec une faible présence des zones urbaines (Dzou 0,7 km2) et la
sortie d’une rivière à forte pollution.
1.2- Sites perturbés
- Sada (Sad) et Mtsangamouji (Mts): Ces deux sites n’ayant pas une surface de
bassin versant très large (Sad 1,8 km2 et Mts 4,1 km2), ils ont des surfaces urbaines
assez élevées (Sad 0,8 km2 et Mts 1,1 km2). De plus, les transects de comptage de
poissons se situent juste en face des villages à forte pollution, ce qui produit une forte
dégradation du trait de côte. À Sada, la présence de nombreux exutoires rejetant des
eaux usées est remarquable. Au cours de la mission nous avons pu constater
l’envasement des deux sites; dans le cas de Mtsangamouji ceci n’affecte pas les
transects de comptage de poissons.
-Tsoundzou (Tsou) et Majicavo (Maj): Le site de Tsoundzou présente la
deuxième surface la plus large du bassin versant après Dzoumogné (Tsou 17,7 km2). Il
présente aussi la pression anthropique des zones urbaines la plus forte (Tsou 1,2 km2).
Majicavo ayant une surface de bassin versant plus petit (Maj 1,1 km2) a un espace
urbain assez développé (Maj 0,5 km2). Une autre différence entre les deux sites est la
présence d’une rivière à forte pollution à Tsoundzou qui occasionne un fort
envasement du site et la présence de nombreux exutoires à Majicavo provenant des
villages proches. Ces exutoires ne produisent pas de l’envasement dû principalement à
la présence de la mangrove.
2- Description de l’habitat :
Les relevés de l’habitat réalisés sur tous les sites sont classés en 9 catégories.
Seules sept catégories sont majoritairement représentatives avec un pourcentage de
recouvrement moyen supérieur à 5% : corail vivant, corail mort, dalle, débris, vase,
sable et macroalgues (Fig. 6). Les deux principales catégories (CorViv, CorMor et Dal)
varient fortement d’un site à l’autre. Le pourcentage de recouvrement en corail vivant
fluctue entre 58,7±9,3 % à Bandrélé et 10,0±6,2 % à Tsoundzou, celui de corail mort
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
23 Gómez Garvín, Jaime
entre 51,0±12,1 % à Tsoundzou et 17,3±7,8 % à Mtsangamouji, et celui de la dalle
entre 36,7±10,1 % à Tanaraki et 1,7±2,1 % à Dzoumogné (Tab. 3). La couverture des
autres catégories varie également, mais dans une moindre mesure. La présence d’un
fort pourcentage de recouvrement en vase de 15,7±3,5 % à Tsoundzou est
remarquable. D’une manière générale, qu’il s’agisse des sites perturbés ou non-
perturbés, des fortes fluctuations sont observées entre les sites pour les différents
catégories d’habitat.
Figure 6 : Composition de l’habitat des 8 sites d’étude en pourcentage de recouvrement moyen. (CorViv = corail vivant, CorMor = corail mort, Dal = dalle, Deb = debris, Vas = vase, Sab = sable, Malg = macroalgues, Epo = éponges et Aut = autre). Tableau 3 : Pourcentage de recouvrement moyen (± Ecart-type) des 9 catégories de l’habitat des 8 sites étudiés. (CorViv = corail vivant, CorMor = corail mort, Dal = dalle, Deb = debris, Vas = vase, Sab = sable, Malg = macroalgues, Epo = éponges et Aut = autre).
CorViv CorMor Dal Deb Vas Sab Malg Epo Aut
Sites non-perturbés
Tanaraki 48,7 ± 6,5 14,0 ± 6,6 36,7 ± 10,1 0,7 ± 1,2 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0
Saziley 37,3 ± 11,6 31,0 ± 12,5 23,0 ± 4,6 5,7 ± 2,3 0,0 ± 0,0 2,3 ± 2,1 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,7 ± 0,6
Bandrélé 58,7 ± 9,3 25,0 ± 14,5 7,3 ± 4,0 6,7 ± 7,0 0,0 ± 0,0 2,0 ± 2,6 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,3 ± 0,6
Dzoumogné 29,7 ± 7,5 51,0 ± 9,6 1,7 ± 2,1 10,3 ± 5,9 0,3 ± 0,6 1,0 ± 1,7 6,0 ± 2,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0
Sites perturbés
Sada 26,3 ± 6,1 45,3 ± 7,5 8,7 ± 2,5 5,3 ± 3,5 0,7 ± 1,2 3,7 ± 4,0 7,7 ± 2,9 0,0 ± 0,0 2,3 ± 4,0
Mtsangamouji 47,0 ± 15,2 17,3 ± 7,8 23,0 ± 18,7 9,7 ± 5,0 2,0 ± 3,5 1,0 ± 1,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0
Tsoundzou 10,0 ± 6,2 51,0 ± 12,1 6,7 ± 9,9 16,3 ± 9,5 15,7 ± 3,5 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,0 ± 0,0 0,3 ± 0,6
Majicavo 36,3 ± 19,7 32,7 ± 11,9 5,7 ± 2,9 4,3 ± 3,5 6,3 ± 7,1 3,3 ± 4,2 10,7 ± 8,1 0,3 ± 0,6 0,3 ± 0,6
Afin de faciliter la comparaison entre les sites dans leur structure de l’habitat,
une classification ascendante hiérarchique (CLUSTER) est réalisée sur les données
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
24 Gómez Garvín, Jaime
d’habitat. L’analyse CLUSTER nous révèle avec une similarité de 80%, la présence de 3
branchements. Un groupe (1) composé par Tsoundzou, un groupe (2) composé par
Tanaraki, Saziley, Bandrélé et 2 transects de Mtsangamouji; et un dernier groupe (3)
avec Sada, Dzoumogné, Majicavo et 1 transect de Mtsangamouji (Fig. 7). Parallèlement
à l’analyse CLUSTER, une analyse en composante principales (ACP) est réalisée (Fig. 8).
L’analyse ACP nous permet d’identifier les affinités entre les différents groupements
par rapport aux catégories d’habitat. Cette ordination explique 63,1% de la variabilité
observée. L’axe 1 participe à 37,3% dans l’explication de l’ordination. Il est
positivement corrélé avec les catégories corail mort et débris, et négativement avec le
corail mort et la dalle. L’axe 2 explique 25,8% de la variabilité et il est positivement
corrélé avec le sable et les macroalgues, et négativement avec la vase. L’ACP nous
montre la présence des 3 groupes précédemment identifiés. Le groupe (1), qui se situe
nettement à l’écart du reste de groupes caractérisé par une forte présence de vase. Le
groupe (2), ayant des pourcentages de corail vivant et de dalle plus élevés. Et enfin le
groupe (3), avec des pourcentages plus élevés de sable, macroalgues, corail mort et
sable. Si nous analysons le facteur perturbation, nous remarquons la séparation des
sites en 2 groupes (perturbé, non-perturbé), avec l’inversement des sites Dzoumogné
et Mtsangamouji (sauf pour le transect 2). Une analyse plus approfondie des
pourcentages de recouvrement nous permet de constater qu’effectivement le site
Mtsangamouji présente un pourcentage de corail vivant assez élevé, plutôt
caractéristique des sites non-perturbés. Au contraire, le site de Dzoumogné présente
les caractéristiques d’un site perturbé (haut pourcentage de corail mort et bas
pourcentage de corail vivant).
Ensuite, un test ANOSIM basé sur la matrice de similarité a été réalisé pour
tester la différence des sites en fonction de la perturbation. Le résultat indique qu’il
existe de différences significatives entre les deux groupes perturbé et non-perturbé
(R=0,15 ; p=0,024). L’analyse SIMPER de similarité nous révèle que les 2 groupes
perturbés et non-perturbés sont dissimilaires à 24,92%. Les catégories vase et
macroalgues interviennent à 39,25% dans la distinction des deux groupes. Néanmoins,
un test PERMANOVA est réalisé pour corroborer ces résultats. Dans ce cas, le test nous
indique qu’il n’existe pas des différences significatives entre les groupes perturbé et
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
25 Gómez Garvín, Jaime
non-perturbé (261 permutations ; F=1,61 ; p=0,31). Par contre, le test montre une
forte différence significative entre les différent sites (999 permutations ; F=5,83 ;
p=0,001).
Figure 7 : Classification ascendante hiérarchique sur la matrice de similarité de Bray-Curtis des données
d’habitat. Chaque site est représenté par 3 transects. Le facteur perturbation est utilisé pour la
représentation. La ligne de ressemblance divise 3 groupes à 80% de similarité.
Figure 8 : Analyse en composante principales réalisée sur les données de recouvrement de l’habitat. Le facteur perturbation est utilisé pour la représentation. Chaque site est représenté par 3 transects. L’axe 1 explique 37,3% et l’axe 2 25,8% de la variabilité. Les lignes de ressemblance divisent 3 groupes à 80% de similarité.
1 3 2
1
2
3
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
26 Gómez Garvín, Jaime
3- Description des peuplements ichtyologiques :
Au cours de cette étude et en considérant les comptages réalisés pendant les 3
mois de mission, un total de 86 espèces appartenant à 14 familles a pu être observé
dans les sites de comptages étudiés à Mayotte (Annexe I). Les familles les mieux
représentées en nombre d’espèces sont les Labridae (16 espèces), les Scaridae (13
espèces), les Acanthuridae (11 espèces) et les Serranidae (10 espèces). Un total de
15.608 poissons ont été recensés dans les 144 transects réalisés lors de cette étude.
3.1- Descripteurs ichtyologiques
Pour décrire les caractéristiques des peuplements ichtyologiques étudiés, la
moyenne de la richesse spécifique, de l’abondance et de l’indice de Shannon-Wiener
par transect sont utilisés. Je rappelle que pour cette analyse nous n’avons utilisé que
les données du troisième mois de comptage. La richesse spécifique moyenne varie
entre 17,5 ± 1,4 à Tanaraki et 7,8 ± 2,5 espèces à Majicavo. L’abondance moyenne
oscille entre 217,2 ± 88,2 à Tanaraki et 79,0 ± 22,5 individus à Sada. Finalement,
l’indice de Shannon-Wiener moyen varie entre 1,7± 0,2 à Tanaraki et 1,0± 0,3 à Sada
(Tab. 4). Si on regarde la représentation graphique de ces descripteurs (Fig. 9), nous
observons une variabilité assez forte entre les différents sites dans la richesse et
l’abondance. Cette variabilité existe en moindre mesure pour l’indice de Shannon-
Wienner. Les 4 sites ayant la diversité et l’abondance les plus fortes (Tanaraki, Saziley,
Bandrélé et Mtsangamouji) correspondent aux sites ayant les pourcentages de
recouvrement de corail vivant les plus élevés aussi (Fig.6 ; Tab.3). Le site de Tsoundzou
bien qu’étant un site perturbé, montre une valeur de l’indice de Shannon assez élevée.
Même si le site ne présente pas une forte abondance ni richesse, cela peut s’expliquer
avec une répartition homogène des espèces dans leurs abondances.
3.2- Variation spatiale des peuplements ichtyologiques
La variation spatiale de la structure des peuplements a été décrite à l’aide des
analyses d’ordination (MDS). Pour la réalisation de ces analyses les espèces ayant une
représentation d’un ou plusieurs individus dans un seul transect d’un site ont été
supprimées. C’est le cas d’Acanthurus leucosternon, Anampses meleagrides, Aphareus
furca, Calotomus carolinus, Chlorurus gibbus, Coris aygula, Epinephelus hexagonatus,
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
27 Gómez Garvín, Jaime
Tableau 4 : Valeurs moyennes (± Ecart-type) par transect de la richesse spécifique (nombre d’espèces), l’abondance (nombre d’individus) et l’indice de diversité de Shannon-Wiener dans les 8 sites étudiés.
Richesse moyenne
Abondance moyenne
Indice de shannon moyen
Sites non-perturbés Tanaraki 17,5 ± 1,4 217,2 ± 88,2 1,7 ± 0,2
Saziley 14,3 ± 3,3 166,2 ± 47,9 1,2 ± 0,3
Bandrélé 11,7± 1,5 117,3 ± 24,2 1,1 ± 0,2
Dzoumogné 10,7 ± 2,0 91,5 ± 24,3 1,1 ± 0,2
Sites perturbés
Sada 8,2 ± 1,8 79,0 ± 22,5 1,0 ± 0,3
Mtsangamouji 11,7 ± 2,1 158,7 ± 56,5 1,2 ± 0,4
Tsoundzou 10,7 ± 1,8 97,3 ± 14,4 1,4 ± 0,3
Majicavo 7,8 ± 2,5 101,7 ± 41,4 1,2 ± 0,3
Figure 9 : Représentation des valeurs moyennes des transects avec les écart-types de la richesse spécifique, l’abondance et l’indice de diversité de Shannon-Wiener dans les 8 sites étudiés. Les 4 sites non-perturbés sont placés dans la partie gauche de chaque graph et les 4 perturbés dans la partir droite.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
28 Gómez Garvín, Jaime
Kyphosus cinerascens, Lethrinus harak, Lutjanus gibbus, Lutjanus rivulatus, Scarus
festivus, Scarus tricolor et Thalassoma trilobatum. Cette suppression nous permet
d’avoir des résultats plus fiables puisqu’on enlève le poids des espèces très peu
abondants qui pourraient biaiser (altérer) les résultats.
Une première analyse exploratoire MDS est réalisée sur les données
d’abondance des poissons selon le facteur site (Fig. 10-1). L’ordination MDS ayant une
valeur de stress de 0,17 nous donne une image potentielle de la distribution des
transects de sites par rapport à leur similarité dans la composition d’espèces. Chaque
point présent dans le graphique correspond à un transect appartenant à un site. Avec
60% de similarité nous observons la présence de 6 groupements. La plupart des sites
restent dans un groupement central, ce qui veut dire qu’ils sont assez similaires dans la
composition d’espèces. Seul le site de Tanaraki est bien différencié du reste. Le site de
Tsoundzou n’étant pas rassemblé dans un groupement unique, se présente aussi à
l’écart des autres sites.
Ensuite, les sites sont classés selon les deux facteurs d’étude (Perturbation et
Mangrove). En analysant le MDS des sites par rapport à la perturbation, a priori nous
n’observons pas une bonne différenciation due au facteur (Fig. 10-2). Une grande
majorité des transects des sites non-perturbés sont placés dans la partie droite du
graphique et ceux appartenant aux sites non-perturbés dans la partie gauche.
Néanmoins, si nous prenons en compte les résultats obtenus dans l’analyse de
l’habitat nous pouvons assumer dans l’interprétation que le site Mtsangamouji
appartient aux sites non-perturbés et que Dzoumogné appartient aux sites perturbés.
(Mtsangamouji présente des pourcentages de corail vivant caractéristiques des sites
non-perturbés, et Dzoumogné présente une composition d’habitat plus semblable à
celle des sites perturbés). Donc en faisant cette supposition et en inversant le facteur
de ces 2 sites, nous observons une bonne différenciation du facteur perturbation que
nous avons séparé par une ligne pointillée. L’analyse du facteur mangrove montre une
bonne séparation des sites ayant la présence de la mangrove à gauche et n’ayant pas
de la mangrove à droite (Fig. 10-3). Le test PERMANOVA effectué pour tester ces
différences, a priori visuelles, nous indique qu’il n’existe pas un effet significative du
facteur perturbation (260 permutations ; F=2,0 ; p=0,16), ce qui est logique, puisque
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
29 Gómez Garvín, Jaime
nous n’avons pas inversé le statut de Mtsangamouji et Dzoumogné pour la réalisation
du test. Dans le cas du facteur mangrove (264 permutations ; F=2,74 ; p=0,07) le test
ne montre pas des différences significatives, mais la p-valeur se rapproche beaucoup
du seuil de signification de 5%. Par contre le test trouve une différence fortement
significative entre les différent sites d’étude (998 permutations ; F=4,81 ; p=0,001).
Une analyse plus approfondie sur les familles a été réalisée toujours dans le
même MDS. Seules quatre familles des sept présentes dans l’analyse montrent un
effet du facteur perturbation et mangrove. Les familles des Acanthuridae, Labridae et
Serranidae semblent être affectées par le facteur perturbation (Fig. 11). Ces 3 familles
montrent une diminution de leurs abondances d’espèces dans les sites perturbés. Dans
le cas du facteur mangrove, la famille des Scaridae semble augmenter son abondance
dans les sites où la mangrove est présente (Fig. 12). Une analyse SIMPER est réalisée
pour connaitre quelles espèces produisent la différentiation entre les groupes selon les
facteurs. Les groupes perturbés et non-perturbés sont dissimilaires à 46,56% et les
espèces qui ont plus d’importance sont Chlorurus sordidus, Gomphosus caeruleus,
Parupeneus macronemus, Thalassoma hardwicke et Cephalopholis argus qui en tout
constituent 29,16% de dissimilarité. Les deux groupes du facteur mangrove sont
dissimilaires à 48,29% et les cinq espèces qui produisent 31,59% de la dissimilarité sont
Chlorurus sordidus, Gomphosus caeruleus, Thalassoma hardwicke, Thalassoma lunare
et Acanthurus triostegus. En représentant certaines ces espèces sur des MDS nous
découvrons que Cephalopholis argus est une espèce qui semble être très affectée par
l’effet des perturbations et que Chlorurus sordidus se montre très dépendante de la
présence de la mangrove (Fig. 13).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
30 Gómez Garvín, Jaime
Figure 10 : MDS réalisés sur les données du troisième mois pour 3 facteurs (Site, Perturbation et
Mangrove). Les lignes vertes représentent des groupes avec une similarité de 60%. Les lignes
pointillées représentent une séparation entre les facteurs. La valeur de stress est de 0,17.
Sites Perturbés
Sites Non - Perturbés
Présence de Mangrove
Absence de Mangrove
1
3
2
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
31 Gómez Garvín, Jaime
Figure 11 : MDS représentant les valeurs d’abondance de 3 familles (Acanthuridae, Labridae et
Serranidae) affectées par le facteur perturbation. Les lignes pointillées représentent une
séparation entre les facteurs. La valeur de stress est de 0,17. Les trois familles représentées
montrent une diminution de leurs abondances dans les sites perturbés.
Sites Perturbés
Sites Non - Perturbés
Sites Perturbés
Sites Non - Perturbés
Sites Perturbés
Sites Non - Perturbés
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
32 Gómez Garvín, Jaime
Figure 12 : MDS représentant les valeurs d’abondance de 1 famille (Scaridae) affectée par le
facteur mangrove. La ligne pointillée représente une séparation entre le facteur.
Figure 13 : MDS représentant les valeurs d’abondance de 2 espèces principales (Cephalopholis
argus et Chlorurus sordidus) ayant un poids important dans la distribution des sites selon les
facteurs perturbation et mangrove. Les lignes pointillées représentent une séparation entre les
facteurs.
Présence de Mangrove
Absence de Mangrove
Sites Perturbés
Sites Non - Perturbés
Présence de Mangrove
Absence de Mangrove
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
33 Gómez Garvín, Jaime
VI. DISCUSSION
Comme nous l’avons montré précédemment, notre étude est basée sur trois
hypothèses principales. La discussion de cette étude est orientée autour de ces trois
axes.
1) Les perturbations d’origine anthropique localisées dans les zones frangeantes
se traduisent par une dégradation de la santé des ces récifs.
Plusieurs auteurs ont déjà démontré les effets néfastes des perturbations
d’origine anthropique sur les récifs coralliens autour du monde (Chabanet et al., 1994 ;
Bellwood et al., 2004 ; Wickel et Thomassin, 2005 ; Dinhut et al., 2008). Parmi les
perturbations d’origine anthropique les plus catastrophiques nous pouvons citer : les
pollutions industrielles, les pollutions dues à la modification du trait de côte
(remblaiements, ports, aéroports, quais), l’érosion côtière, l’aquaculture, le tourisme,
le rejet des eaux usées, la pollution chimique liées à l’agriculture et l’élevage des
animaux entre autres. Ces dégradations se traduisent par une forte mortalité des
coraux (jusqu’à 90% sur certains récifs), un important développement de la couverture
algale, la prolifération d’espèces comme les échinodermes ou les alcyonaires, et une
profonde modification des peuplements ichtyologiques au détriment des poissons
d’intérêt commercial (Gabrié et al., 2003).
Dans le cas de Mayotte les sources de pollution et de dégradation sont
relativement peu nombreuses et restent assez limitées (absence de grosses industries,
peu de carrières, pas d’agriculture, élevage et aquaculture intensive faible ou absente,
tourisme peu développé) principalement du à un faible développement économique et
social de l’île (Abdallah, 1999). Seules l’érosion naturelle (padzas) ou induite par
l’homme (mauvaise techniques de cultures, le défrichement des forêts primaires) et
les pollutions dues aux rejets des eaux usées localisés dans les secteurs plus
anthropisés sont des facteurs majeurs. En effet, l’incidence négative de
l’hypersédimentation sur les écosystèmes récifaux a été largement démontrée dans le
monde. À Mayotte, des études concernant l’évolution sédimentologique du milieu
récifo-lagonaire depuis plusieurs dizaines d’années révèlent une forte augmentation
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
34 Gómez Garvín, Jaime
des apport terrigènes dans le lagon provoquant un envasement des récifs et
augmentant sa mortalité (Thomassin et al., 1989).
Dans notre étude nous avons pu constater ces effets à travers le facteur
perturbation utilisé pour le choix des sites. D’une façon générale les résultats de la
qualité de l’habitat nous indiquent un effet négatif de la présence de ces perturbations
sur la santé et qualité des récifs frangeants. Néanmoins, ces résultats obtenus révèlent
le changement de statut de 2 sites, Dzoumogné et Mtsangamouji, considérés comme
non-perturbé et perturbé respectivement. Dans le cas de Dzoumogné, une analyse
plus approfondie des résultats du trait de côte nous amène à la conclusion que ce site
peut être considéré comme perturbé puisqu’il présente les surfaces du bassin versant
et des padzas les plus larges. Donc, même si la modification du trait de côte observée
n’est pas très élevée, un fort envasement de la zone existe par la sortie d’une rivière à
forte pollution concentrant tous les apports terrigènes du bassin versant (Fig. 6 ;
Annexe II). Un autre facteur à prendre en compte est l’évolution temporelle des récifs
de Mayotte. Un suivi commencé en 1989 nous montre l’évolution de l’état des récifs
frangeants à Mayotte (Fig. 14). Effectivement, Dzoumogné (représenté par une flèche
rouge) montre une forte perte de vitalité de ces récifs dans le temps. Mtsangamouji
représenté par une flèche verte et classé comme site avec une forte pression
anthropique, présentant un bon état de santé du récif. Cela pourrait être expliqué par
l’évolution temporelle de l’état de ce récif et par le fait que les transects d’étude sont
assez éloignés de la côte ; ils ne seraient donc pas affectés par l’envasement.
Néanmoins, plus d’études seraient nécessaires pour pouvoir continuer la discussion
sur l’état d’évolution de ces deux sites au cours du temps.
2) La détérioration de l’état de sante traduit par la diminution de pourcentage de
corail vivant a un effet sur les peuplements ichtyologiques
Un des buts fondamentaux de l’écologie est de déterminer les facteurs
influençant la structure des communautés naturelles et leur rôle respectif. La structure
des communautés est en étroite relation avec les conditions du milieu, aussi bien
physiques que biologiques. Plusieurs études ont examiné les effets de la destruction de
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
35 Gómez Garvín, Jaime
l’habitat récifal sur la composition des peuplements de poissons récifaux (Bell et
Galzin, 1984 ; Chabanet et al., 1994 ; Lecchini et Galzin, 2005).
Dans la présente étude, la mise en relation des descripteurs ichtyologiques avec
l’état de sante des récifs a permis d’identifier des différences de la structure
ichtyologique entre les récifs dégradés et non dégradés. Bien que les tests statistiques
réalisés n’ont pas été significatifs, ces différences de structure ont été identifiées par
des analyses d’ordination. Dans le cas du facteur perturbation, la non-significativité
des tests est essentiellement due à un mauvais choix des sites au départ, c'est-à-dire,
l’inversement de deux sites par rapport au facteur perturbation (Mtsangamouji et
Dzoumogné). Lors de l’analyse des résultats, un effet de la dégradation des récifs sur la
structure globale des peuplements de poissons a été constaté (Fig. 10-2). Les analyses
d’ordination de la structure des peuplements des 8 sites étudiés nous montrent une
diminution générale de l’abondance et de la richesse spécifique dans les sites où le
récif présentait un état de dégradation avancé (Fig. 9). De plus, les analyses
d’ordination réalisées sur les donnés d’abondance révèlent une diminution pour trois
familles dans les sites perturbés (Fig. 11). Il s’agit des Acanthuridae, Labridae et
Serranidae qui sont les trois familles les mieux représentées dans notre étude (Annexe
I).
Dans ces trois familles, une espèce semble avoir une importance majeure dans
la distribution des sites dans l’analyse MDS. Cephalopholis argus qui fait partie de la
famille des Serranidae est presque absent dans les sites perturbés (Fig. 13). Cette
espèce est caractérisée pour avoir un niveau de résilience moyen et une vulnérabilité
de modérée à forte (Wickel et Jamon, 2010). Par ailleurs, une étude réalisée dans les
Seychelles après une mortalité massive des coraux, montre que la famille des
Serranidae est très vulnérable aux modifications dans l’écosystème récifal (Edwin et
Herman, 2002). De plus, les espèces appartenant à ces trois familles peuvent être
considérées comme représentants la chaîne trophique des écosystèmes coralliens. En
effet, les Acanthuridae, en étant des herbivores et se nourrissant des macro et
microalgues, font partie des consommateurs primaires. Les Labridae se nourrissent
des macroinvertebrés et font partie des consommateurs secondaires. Enfin, les
Serranidaes se nourrissant d’autres poissons sont tout en haut de la chaîne trophique
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
36 Gómez Garvín, Jaime
(Taquet et Diringer, 2007 ; Wickel et Jamon, 2010). Cela confirme l’hypothèse que les
dégradations des récifs ont un effet profond dans la structure des peuplements
ichtyologiques se traduisant aussi, par des modifications de la structure du réseau
trophique.
D’autres auteurs qui travaillent essentiellement dans les Caraïbes, ont
démontré que la dégradation des récifs coralliens entraine des modifications de
l’habitat qui se traduisent par un remplacement des coraux par des macroalgues. Ce
changement d’état appelé « phase-shift » devrait être accompagné par l’augmentation
de l’abondance des espèces herbivores (Norström et al., 2009). Dans le cas de notre
étude, la catégorie des macroalgues reste présente mais assez réduite dans les sites
perturbés par rapport à la prédominance du corail mort (Fig. 6 ; Tab. 3). Cette faible
présence des macroalgues ne devrait pas être suivie apparemment par une
augmentation des espèces herbivores.
3) La présence de la mangrove a un effet sur les peuplements ichtyologiques
A Mayotte, les mangroves sont bien développées bénéficiant de la protection
du récif-barrière. Il s’agit d’un écosystème complexe, recevant les flux des bassins-
versants et ouvert, en aval, sur le littoral soumis à l’hydrodynamisme lagonaire (Fig.
15). Les mangroves participent significativement à l’équilibre des systèmes biologiques
et sédimentaires du littoral et du lagon. Elles présentent de multiples rôles utilitaires
(protection contre l’érosion marine, épuration de la ressource en eau, rétention des
sédiments issus de l’érosion, etc) (Ali-Sifari et al., 2006 ; Jeanson M., 2009). Par ailleurs,
l’effet de nourricerie de la mangrove pour les juvéniles des poissons récifaux a été bien
démontré dans les dernières années (Dorenbosch et al., 2004 ; Mumby et al., 2004 ;
Nagelkerken et al., 2007 ; Shibuno et al., 2008). Cependant, la dépendance des espèces
aux mangroves ne peut pas être généralisée à toutes les espèces. En général, quand
une espèces est dépendante à la mangrove, elle l’est dans son état de juvénile
(Dorenbosch et al., 2004).
L’étude de l’effet de la mangrove sur les peuplements ichtyologiques est
réalisée grâce à une ordination MDS. Bien que cette ordination fasse une bonne
séparation des sites selon le facteur mangrove (Fig. 10-3), le test PERMANOVA ne
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
37 Gómez Garvín, Jaime
donne pas des différences significatives. Le résultat de ce test donne une p-valeur de
0,078, qui est assez proche du niveau de significativité. L’analyse de ce MDS selon les
familles nous indique que la famille des Scaridae semble être très abondante dans les
sites avec mangrove et presque absente dans les sites sans mangrove (Fig. 12). Ceci est
en accord avec quelques travaux qui montrent que certaines espèces de la famille des
Scaridae sont fortement dépendantes de la présence des mangroves à cause de
l’utilisation de cet écosystème comme zone de nourricerie (Mumby et al., 2004 ;
Nagelkerken et al., 2007).
Dans la famille des Scaridae, l’espèce Chlorurus sordidus semble avoir une
importance décisive dans la distribution des sites par rapport au facteur mangrove. En
analysant le MDS nous observons qu’elle est fortement dépendante de la présence de
la mangrove (Fig. 13). Ce résultat ne semble pas être en accord avec les travaux de
Shibuno et al. (2008), qui ne trouvent pas cette espèce dans les mangroves de l’ile
Ishigaqui dans le sud de Japon. Une hypothèse pour pouvoir expliquer ces résultats est
la possibilité de l’existence d’une variabilité spatiale chez Chlorurus sordidus à
Mayotte. En effet, les 4 sites avec de la mangrove se trouvent dans la partie nord-est
de l’île où cette espèce est très abondante. Cette espèce est considérée comme
généraliste (Taquet et Diringer, 2007 ; Wickel et Jamon, 2010), et d’autres études
seraient nécessaires pour pouvoir corroborer cette hypothèse.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
38 Gómez Garvín, Jaime
Figure 14 : Evolution de l’état de santé des récifs frangeants de Mayotte entre 1989 et 2004 (Wickel et Thomassin, 2005). Les lignes indicatrices montrent la situation des huit sites d’étude. La flèche verte indique la position de Mtsangamouji et la flèche rouge celle de Dzoumogné. Les récifs frangeants montrent une tendance générale de diminution de la vitalité autour de l’île. La dégradation n’est pas régulière et semble surtout avoir affecté les récifs entre 1989 et 1997. Entre 1997 et 2004, et après un phénomène de blanchissement en 1998, les récifs ont également connu une perte de vitalité, mais à un moindre degré, avec même par endroits une amélioration de la couverture corallienne.
Figure 15 : Schématisation des principales interactions entre les récifs coralliens et les mangroves. Les récifs protègent les mangroves des vagues. Les mangroves jouent un rôle de nurserie pour un grand nombre d’espèces de poissons récifaux. Due à leur action filtrante, les mangroves protègent les récifs d’une sédimentation terrigène excessive (Jeanson M., 2009).
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
39 Gómez Garvín, Jaime
VII. LIMITES DE L’ETUDE
Les résultats obtenus lors de cette étude démontrent une relation positive
entre les perturbations d’origine anthropique, la destruction des récifs et la
modification de la structure des peuplements ichtyologiques. Cependant il est
important d’être critique avec les conditions d’échantillonnage et les limites de cette
étude.
Dans les comptages visuels de poissons deux suppositions sont faites : aucun
poisson n’échappe à l’observateur et les individus ne sont comptés qu’une seule fois
(Labrosse et al., 2003). La première des assomptions dépend directement des
conditions environnementales du jour de comptage, la deuxième passe par
l’entrainement des plongeurs. Lors des comptages réalisés au cours de cette étude la
visibilité et la profondeur ont été mesurées. L’échantillonnage a été réalisé toujours en
essayant de maintenir des conditions environnementales les plus semblables possible.
La deuxième assomption explique pourquoi nous n’avons tenu compte que des seules
données du troisième mois pour nos traitements statistiques. Un autre facteur à
prendre en compte est l’adaptation de la méthode de comptage aux objectifs de
l’étude. Un bon choix dans la méthode de comptage est essentiel. Ce choix dépend
directement des espèces à étudier et aura des conséquences sur la qualité des
données qualitatives et quantitatives recueillies. Dans la mesure du possible, nous
avons toujours essayé dans notre étude de diminuer au maximum les biais dus à la
stratégie d’échantillonnage et au traitement des données.
Finalement, une remarque importante doit être faite. Les données utilisées
dans cette étude n’englobent pas la totalité de la communauté des peuplements
ichtyologiques récifales de Mayotte. Elles proviennent que d’une partie de cette
population, puisque seules les espèces ayant un intérêt commercial ont été recensées.
L’analyse des résultats obtenus ne fait que montrer une image partielle des
hypothèses que nous avons discutées au cours de cette étude. Cependant, nos
résultats mettent en évidence les effets négatifs de l’anthropisation sur l’écosystème
récifal.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
40 Gómez Garvín, Jaime
VIII. CONCLUSION ET PERSPECTIVES
Les côtes tropicales et notamment celles de Mayotte, se caractérisent par des
écosystèmes littoraux particulièrement riches : les mangroves et les récifs coralliens.
Les interactions biologiques et physiques entre les mangroves et les récifs coralliens
sont nombreuses et essentielles à l’équilibre de l’environnement côtier tropical. La
préservation d’un patrimoine naturel en bonne santé revêt un intérêt économique
indéniable, particulièrement dans les pays en voie de développement où ces
écosystèmes sont des sources essentielles de revenus par l’intermédiaire de la pêche
et du tourisme. La gestion du littoral et de ses ressources halieutiques ne peut pas être
envisagée sans prendre en considération la nature et l'importance des liens
fonctionnels existant entre ces différents écosystèmes côtiers tropicaux. Dans cette
étude, nous avons démontré l’existence d’une relation directe entre les perturbations
anthropiques, la dégradation du récif et l’altération de la structure des peuplements
ichtyologiques. Cependant, une recherche plus approfondie est nécessaire pour bien
comprendre les mécanismes de cette dégradation et ses futurs effets. Une bonne
compréhension et mesure de l’importante de la mangrove dans les cycles de vie des
poissons récifaux de Mayotte sont aussi très importantes. Dans l’avenir, des mesures
de contrôle et de gestion seront nécessaires pour limiter la modification et
l’anthropisation du littoral côtier de Mayotte, ainsi que la destruction des récifs
coralliens.
Plusieurs perspectives à ce travail pourraient permettre de mieux interpréter
les résultats obtenues dans cette étude et mieux comprendre les interactions entre les
différents compartiments de l’écosystème côtier mahorais. Les effets négatifs des
perturbations anthropiques sur les écosystèmes ont été largement démontrés, mais
des mesures directes reliant les effets de ces perturbations sur la santé des récifs
coralliens n’ont pas encore été effectuées. Une étude prenant en compte les
biomasses et la position dans le réseau trophique des poissons récifaux serait
également à programmer. Une autre recherche possible passerait par la réalisation
d’un suivi des peuplements ichtyologiques à Mayotte pour pouvoir réaliser des
comparaison au cours du temps suite à l’effet des perturbations naturelles comme le
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
41 Gómez Garvín, Jaime
blanchissement ou l’explosion démographique des prédateurs de corail comme l’étoile
de mer Acanthaster planci (Gervais, 1841). Enfin, des études portant sur la
connectivité des populations entre les différentes îles de l’archipel des Comores
seraient essentielles pour pouvoir gérer la possible création d’une aire marine
protégée à Mayotte.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
42 Gómez Garvín, Jaime
BIBLIOGRAPHIE
Note : Mayotte ne possède pas d’université. Les compétences en matière d’environnement résident
essentiellement dans les services de l’état (DAF, DASS) et celui du conseil général (DEDD). Certains des
ces références sont disponibles à la DAF de Mayotte (Service Environnement, Direction de l’agriculture
et de la Forêt, rue Mariazé BP 103, 97600, Mamoudzou).
Abdallah, K., 1999. Impacts des activités humaines sur les récifs coralliens et le lagon
de Mayotte. Recherche d’une gestion intégrée et durable de ces écosystèmes.
Rapport « DEA Géographie » pour le Service Environnement, Direction de
l’Agriculture et de la Forêt, Mayotte. 120p.
Ali-Sifari, B., Barthelat, F., Laulan, P., M’Changama, M., Robbé, C., Rolland, R., 2006.
Atlas des mangroves de Mayotte. Service Environnement, Direction de
l’Agriculture et de la Forêt, Mayotte. 145p.
Anderson, M.J., Gorley, R.N., Clarke, K.R., 2008. Permanova+ for Primer: Guide to
software and statistical methods. PRIMER-E, Plymouth, UK.
Andrews, K.S., Anderson, T.W., 2004. Habitat-dependant recruitment of two
temperate reef fishes at multiple scales. Mar. Ecol. Prog. Ser. 277, 231-244.
Bacchet, P., Zysman, T., Lefèvre, Y., 2006. Colection Nature et environnement
d’Océanie. Guide des poissons de Tahiti et ses îles. Éditions Au vent des îles, isbn:
2 915654 09 3, 614p.
Bell, J.D., Galzin, R., 1984. Influence of live coral cover on coral-reef fish communities.
Mar. Ecol. Prog. Ser. 15(3), 265-274.
Bellwood, D.R., Hughes, T.P., Folke C., Nyström M., 2004. Confronting the coral reef
crisis. Nature 429, 827-833.
Brock, V.E., 1954. A preliminary report on a method of estimating reef fish
populations. J. Wild. Man. 18(3), 297-308.
Chabanet, P., Dufour, V., Galzin, R., 1994. Disturbance impact on reef fish communities
in Reunion Island (Indian Ocean). J. Mar. Biol. Ecol. 188, 29-48.
Clarke, K.R., Warwich, R.M., 2001. Change in marine communities: an approach to
statistical analysis and interpretation, 2nd edition. PRIMER-E, Plymouth, UK.
Dahlgren, C.P., Eggleston D.B., 2000. Ecological processes underlying ontogenetic
habitat shifts in a coral reef fish. Ecology 81, 2227-2240.
Dinhut, V., Nicet, J.B., Quod J.P., 2008. Suivi de l’état de santé 2007 des récifs coralliens
de Mayotte. Rev. Ecol. (Terre Vie) 63, 91-102.
Dorenbosch, M., Van-Riel, M.C., Nagelkerken I., Van-der-Velde, G., 2004. The
relationship of reef fish densities to the proximity of mangrove and seagrass
nurseries. Est. Coast. Shelf Sci. 60, 37-48.
Edwin, M. G., Herman, S. J. C., 2002. The bio-economic impact of mass coral mortality
on the coastal reef fisheries of the Seychelles. Fish. Res. 60, 539-550.
Field, J.G., Clarke, K.R., Warwick R.M., 1982. A Practical Strategy for Analysing
Multispecies Distribution Patterns. Mar. Ecol. Prog. Ser. 8, 37-52.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
43 Gómez Garvín, Jaime
Gabrié, C., Oberlinkens, M., Porcher, M., Quod J.P., 2003. Plan de gestion du lagon de
Mayotte. Océanis 29, 355-373.
Galzin, R., 1987. Structure of fish communities of French Polynesian coral reefs II.
Temporal scales. Mar. Ecol. Prog. Ser. 41, 137-145.
Galzin, R., 1990. Récifs coralliens : Dégradations anthropiques des zones frangeantes.
Recherche, Etudes, Environnement, Développement. STRIE Info, 9-14.
Grigg, R.W., Polovina, J.J., Atkinson, M.J., 1984. Model of a Coral Reef Ecosystem.
Resource Limitation, Community Regulation, Fisheries Yield and Resource
Management. Coral Reefs 3, 23-27.
Hoegh-Guldberg, O., 1999. Climate change, coral bleaching and the future of world’s
coral reefs. Mar. Fres. Res. 50, 839-866.
Hook, T.O., Rutherford, E.S., Brines, S.J., Mason, D.M., Schawab, D.J., McCormick, M.J.,
Fleischer, G.W., De-Sorcie, T.J., 2003. Spatially explicit measures of production of
young alewives in Lake Michigan: linkage between essential fish habitat and
recruitment. Estuaries 26, 21-29.
Jeanson M., 2009. Morphodynamique du littoral de Mayotte des processus au réseau
de surveillance. Thèse de doctorat, Université du Littoral Côte d’Opale, 280 p.
Labrosse, P., Kulbicki, M. et Ferraris, J., 2003. Outils pour l’évaluation des ressources
récifales. Comptage visuel de poissons en plongée. Conditions d’utilisation et de
mise en œuvre. Secrétariat général de la Communauté du Pacifique, isbn : 982
203 940 9, 54p.
Lecchini, D., Galzin, R., 2003. Synthèse sur l’influence des processus pélagiques et
benthiques, biotiques et abiotiques, stochastiques et déterministes, sur la
dynamique de l’autorecrutement des poissons coralliens. Cybium 27(3), 167-184.
Lecchini, D. et Galzin, R., 2005. Spatial repartition and ontogenetic shifts in habitat use
by coral reef fishes (Moorea, French Polynesia). Mar. Biol. 147, 47-58.
Legendre, P., Legendre, L., 1998. Numerical ecology. Elsevier, Amsterdam. 853p.
Letourneur, Y., 1996. Réponse des peuplements et populations de poissons aux
réserves marines : le cas de l’île de Mayotte, Océan Indien occidental. Ecoscience
3, 442-450.
Letourneur, Y., Chabanet, P., 1994. Variation spatio-temporelles de l’ichtyofaune de
platiers récifaux à la Reunion. Cybium 18(1), 25-38.
Louis, M., Bouchon, C., Bouchon-Navaro, Y., 1992. L’ichtyofaune de mangrove dans la
baie de Fort de France (Martinique). Cybium 16(4), 291-305.
Loya, Y., 1978. Plotless and transect methods. In: Stoddart, DR., Johannes, R.E. (eds)
Monographs on Oceanic Methodology Coral Reefs: Research Methods, Vol 5.
UNESCO Press, 197-218p.
Maamaatuaiahutapu, M., Remoissenet, G. et Galzin, R., 2006. Guide d’identification
des larves de poissons récifaux de Polynésie française. Éditions Téthys, 104p.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
44 Gómez Garvín, Jaime
Mumby, P.J., Edwards, A.J., Arias-Gonzalez, J.E., Lindeman, K.C., Blackwell, P.G., Gall,
A., Gorczynska, M.I., Harborne, A.R., Pescod, C.L., Renken, H., Wabnitz, C.C.C.,
Llewellyn, G., 2004. Mangroves enhance the biomass of coral reef fish
communities in the Caribbean. Nature 427, 533-536.
Nagelkerken, I., Blaber, S.J.M., Bouillon, S., Green, P., Haywood, M., Kirton, L.G.,
Meynecke, J.-O., Pawlik, J., Penrose, H.M., Sasekumar, A., Somerfield, P.J., 2007.
The habitat function of mangroves for terrestrial and marine fauna: A review.
Aqua. Bot. 89, 155-185.
Norström, A.V., Nyström, M., Lokrantz, J., Folke, C., 2009. Alternative states on coral
reefs : beyond coral-macroalgal phase shifts. Mar. Ecol. Prog. Ser. 376, 295-306.
Rolland, R., Boullet, V., Quod, J.P., 2005. Mayotte, biodiversité et evaluation
patrimoniale, Contribution à la mise en œuvre de l’inventaire ZNIEFF. Service
Environnement, Direction de l’Agriculture et de la Forêt, Mayotte. Conservatoire
Botanique National, Mascarin. 324p.
Sale, P. F., 1991. The Ecology of Fishes on coral Reefs. 754p. Academic Press Inc.
Shibuno, T., Nakamura, Y., Horinouchi, M., Mitsuhiko, S., 2008. Habitat use patterns of
fishes across the mangrove-seagrass-coral reef seascape at Ishigaki Island,
southern Japan. Ichtyol. Res. 55, 218-237.
Taquet, M., Diringer, A., 2007. Guide pratique, Poissons de l’océan Indien et de la mer
Rouge. Éditions Quae, isbn : 978 2 7592 0045 0, 528p.
Thollot, P., 1992. Importance des mangroves pour la faune ichtyologique des récifs
coralliens de Nouvelle-Calédonie. Cybium 16(4), 331-334.
Thomassin, B.A., Arnoux, A., Coudray, J., Froget, C., Gout, B., Kouyou-Montzakis, G.,
Masse, J.P., Reyre, Y., Reys, J.P, Vacelet, E., 1989. La sédimentations actuelle
dans le lagon de Mayotte (île volcanique à récif-barrière, SW Océan Indien) et
son évolution récente en liaison avec les apports terrigènes. Bull. Soc. Geol. Fr.
8(6), 1235-1251.
Veron, J.E.N., 2000. Corals of the World. Vol 1-3. Australian Institute of Marine Science.
Wickel, J., Thomassin, B.A., 2005. Les récifs coralliens frangeants de l’île de Mayotte
(Grande Terre) : bilan de l’état de santé en 2004 et évolution depuis 1989.
Rapport « Espaces » pour la Direction de l’Agriculture et de la Forêt, Mayotte.
100p.
Wickel, J., Jamon, A., 2010. Inventaire taxonomique actualisé des poissons marins de
l’île de Mayotte et des bancs récifaux de Geyser-Zelée, Canal de Mozambique.
Liste révisée des espèces et élaboration d’une basse de données fonctionnelle.
Lagonia/Apnée, 35p.
Woodroffe, C.D., 2002. Coasts: Form, Process and Evolution. Cambridge University
Press, Cambridge, 623p.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
45 Gómez Garvín, Jaime
ANNEXES
ANNEXE I. Liste des espèces de poissons recensés pendant l’étude à Mayotte. L’auteur et
l’année d’identification sont notés, ainsi que l’intérêt commercial (Wickel et Jamon, 2010).
Familles/Espèces Intérêt commercial
Acanthuridae
Acanthurus leucosternon Bennett, 1833 Moyen
Acanthurus lineatus (Linnaeus, 1758) Moyen
Acanthurus nigricauda Duncker & Mohr, 1929 Moyen
Acanthurus tennentii Günther, 1861 Moyen
Acanthurus thompsoni (Fowler, 1923) Faible
Acanthurus triostegus (Linnaeus, 1758) Moyen
Ctenochaetus striatus (Quoy & Gaimard, 1825) Moyen
Naso brachycentron (Valenciennes, 1835) Moyen
Naso brevirostris (Cuvier, 1829) Important
Naso elegans (Rüppell, 1829) Important
Naso unicornis (Forsskål, 1775)
Caesionidae
Important
Caesio caerulaurea Lacepède, 1801 Moyen
Caesio lunaris Cuvier, 1830 Moyen
Pterocaesio trilineata Carpenter, 1987
Carangidae
Moyen
Caranx ignobilis (Forsskål, 1775) Important
Caranx melampygus Valenciennes, 1833 Important
Gnathanodon speciosus (Forsskål, 1775) Important
Trachinotus baillonii (Lacepède, 1801)
Ephippidae
Moyen
Platax orbicularis (Forsskål, 1775)
Haemulidae
Faible
Plectorhinchus vittatus (Linnaeus, 1758)
Holocentridae
Moyen
Myripristis berndti Jordan & Evermann, 1903 Moyen
Myripristis violacea Bleeker, 1851 Moyen
Neoniphon sammara (Forsskål, 1775) Moyen
Sargocentron diadema (Lacepède, 1802) Moyen
Sargocentron spiniferum (Forsskål, 1775)
Kyphosidae
Moyen
Kyphosus cinerascens (Forsskål, 1775)
Moyen
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
46 Gómez Garvín, Jaime
Labridae
Anampses caeruleopunctatus Rüppell, 1829
Faible
Anampses meleagrides Valenciennes, 1840 Faible
Bodianus axillaris (Bennett, 1832) Faible
Cheilinus fasciatus (Bloch, 1791) Moyen
Cheilinus trilobatus Lacepède, 1801 Moyen
Cheilinus undulatus Rüppell, 1835 Moyen
Coris aygula Lacepède, 1801 Moyen
Epibulus insidiator (Pallas, 1770) Faible
Gomphosus caeruleus Lacepède, 1801 Faible
Halichoeres hortulanus (Lacepède, 1801) Faible
Hemigymnus fasciatus (Bloch, 1792) Moyen
Oxycheilinus digrammus (Lacepède, 1801) Faible
Thalassoma hardwicke (Bennett, 1830) Faible
Thalassoma hebraicum (Lacepède, 1801) Faible
Thalassoma lunare Linnaeus, 1758 Faible
Thalassoma trilobatum (Lacepède, 1801)
Lethrinidae
Faible
Gnathodentex aureolineatus (Lacepède, 1802) Important
Gymnocranius grandoculis (Valenciennes, 1830) Important
Lethrinus harak (Forsskål, 1775) Important
Lethrinus obsoletus Forsskål, 1775 Important
Lethrinus olivaceus Valenciennes, 1830 Important
Lethrinus rubrioperculatus Sato, 1978 Important
Monotaxis grandoculis (Forsskål, 1775)
Lutjanidae
Important
Aphareus furca (Lacepède, 1801) Important
Lutjanus bohar (Forsskål, 1775) Important
Lutjanus fulvus (Schneider, 1801) Important
Lutjanus gibbus (Forsskål, 1775) Important
Lutjanus rivulatus (Cuvier, 1828) Important
Macolor niger (Forsskål, 1775)
Mullidae
Important
Mulloidichthys flavolineatus (Lacepède, 1801) Important
Mulloidichthys auriflamma (Forsskål, 1775) Important
Parupeneus barberinus (Lacepède, 1801) Important
Parupeneus cyclostomus (Lacepède, 1801) Important
Parupeneus macronemus (Lacepède, 1801) Important
Parupeneus trifasciatus (Lacepède, 1801)
Important
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
47 Gómez Garvín, Jaime
Scaridae
Calotomus carolinus (Valenciennes, 1840)
Moyen
Cetoscarus ocellatus (Valenciennes, 1840) Important
Chlorurus gibbus Rüppell, 1829 Important
Chlorurus sordidus (Forsskål, 1775) Important
Scarus festivus Valenciennes, 1840 Important
Scarus frenatus Lacepède, 1802 Important
Scarus ghobban Forsskål, 1775 Important
Scarus globiceps Valenciennes, 1840 Moyen
Scarus niger Forsskål, 1775 Important
Scarus psittacus Forsskål, 1775 Important
Scarus rubroviolaceus Bleeker, 1847 Important
Scarus scaber Valenciennes, 1840 Important
Scarus tricolor Bleeker, 1847
Serranidae
Important
Aethaloperca rogaa (Forsskål, 1775) Important
Cephalopholis argus Bloch & Schneider, 1801 Important
Cephalopholis boenak (Bloch, 1790) Important
Cephalopholis leopardus (Lacepède, 1801) Moyen
Epinephelus oceanicus (Lacepède, 1802) Important
Epinephelus hexagonatus (Bloch & Schneider, 1801) Important
Epinephelus merra Bloch, 1793 Important
Epinephelus spilotoceps Schultz, 1953 Important
Epinephelus tauvina (Forsskål, 1775) Important
Plectropomus laevis (Lacepède, 1801)
Siganidae
Important
Siganus argenteus (Quoy & Gaimard, 1825) Important
Siganus sutor (Valenciennes, 1835) Important
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
48 Gómez Garvín, Jaime
ANNEXE II. Carte général de Mayotte avec les sites d’étude et cartes de trait de côte de huit
sites échantillonnés. Les quatre sites non-perturbés sont présentés en premier (Bandrélé,
Tanaraki, Saziley et Dzoumogné), et les sites perturbés après (Mtsangamouji, Majicavo, Sada et
Tsoundzou).
• Carte général de Mayotte avec les caractéristiques de chaque site d’étude
plus légende des symboles.
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
49 Gómez Garvín, Jaime
• Légende des symboles présents dans les cartes :
• Sites Non-Perturbés :
- Tanaraki
- Saziley
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
50 Gómez Garvín, Jaime
- Bandrélé
- Dzoumogné
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
51 Gómez Garvín, Jaime
• Sites Perturbés :
- Sada
- Mtsangamouji
Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte - M2 OEM - UPMC
52 Gómez Garvín, Jaime
- Tsoundzou
- Majicavo