introduction - univ-setif.dz
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INTRODUCTION
La perturbation d’un écosystème consiste en un évènement altérant – dans le temps
et dans l’espace – les relations entre les organismes vivants et leurs habitats (Wali,
1987). Ces perturbations peuvent être d’amplitude et de nature diverses. Bien que
nombre d’habitats soient intrinsèquement dynamiques (Burel et al., 1999) et subissent
des perturbations naturelles, les actions humaines sont à présent à l’origine de la
majeure partie des perturbations. La plupart des écosystèmes et des régions du monde
(si pas tous) connaissent de tels phénomènes de perturbation d’origine anthropique
(Godron et al., 1983 ; UNEP, 2007).
Les activités perturbatrices vont de la déforestation au drainage des zones humides,
en passant par l’introduction de polluants chimiques. Les impacts des modifications
engendrées par les perturbations anthropiques sur la biodiversité ont été largement
documentés. Parmi ceuxci, la fragmentation et ses conséquences sont considérées
comme des atteintes majeures à la biodiversité (Ouborg, 1993 ; Harrisson et al., 1999 ;
Eriksson et al., 2001 ; Balmford et al., 2005).
La fragmentation est la réduction d’un habitat continu de grande taille en
fragments d’habitats plus petits et isolés les uns des autres. À l’échelle du paysage, ce
processus se traduit par une réduction de la diversité en habitats ainsi que par une
hétérogénéité plus importante des habitats. Par ailleurs, à l’échelle de l’espèce, la
fragmentation peut résulter en une réduction de la taille des populations des fragments
rémanents et une diminution du taux de colonisation des fragments d’habitat, du fait du
manque de connectivité. La vulnérabilité de telles populations face aux modifications
naturelles ou anthropiques s’en voit accrue (Sih et al. 2000 ; UNEP, 2007).
L’importance de ces menaces à la biodiversité n’a toutefois reçu une attention sérieuse
de la part des décideurs que depuis les années 1990 (Madgwick et al. 2002).
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CHAPITRE I : LES INDICATEURS :
I.1. Définition de l’indicateur :
Les indicateurs sont des unités d’information, des données précises récoltées qui
sont mesurées dans le temps et qui permettent de démontrer l’évolution des attributs
spécifiques de l’AP. Un indicateur est une variable quantitative ou qualitative qui peut
être mesurée (Lepareur, 2011). Ils permettent de comprendre où le gestionnaire se situe
dans sa démarche, où il s’en va et la distance qui le sépare de l’atteinte des objectifs
fixés pour l’AP. Ils témoignent de la réalisation ou non des buts et objectifs déterminés
dans le plan directeur de l’AP (Pomeroy et al., 2006). Il doit être pertinent, simple et
réaliste, entre autres choses. Levrel (2007) a défini un indicateur comme ≪ un outil
d’évaluation indirecte d’un phénomène qu’il est trop coûteux de (vouloir) mesurer
directement ≫.
Un indicateur est un paramètre, ou une valeur calcule à partir d'un ensemble de
paramètres, qui fournit des informations sur un phénomène ou sur son état. L'indicateur
a une signification dépassant celle directement liée à la valeur paramétrique (OCDE,
1994). Un indicateur est conçu pour un certain objectif, 'et au profit d'un certain
d'utilisateurs. II reflète une certaine situation et aide à la décision par rapport à cette
situation. Un indicateur peut donc être :
Un étalon de mesure quantitatif (calcule à partir d'observations réalisées sur le
terrain en divers points, exprimé en proportion de la superficie totale d'un pays
ou d'une région donnée).
Une description qualitative.
Un paramètre, quantitatif ou descriptif, décrit une caractéristique permanente du milieu
(biophysique et socio-économique) qui est mesurée et quantifiée.
Un indice est habituellement une valeur unique. II peut être considéré, soit comme la
combinaison en un seul tout d'un certain nombre de variables, soit comme découlant de
a la fusion d'un ensemble de paramètres ou indicateurs pondérés (OCDE, 1994).
Un repère est une norme par rapport à laquelle les indicateurs ou indices peuvent être
comparés afin de déterminer les tendances.
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Un seuil est une valeur limite d'un indicateur au-delà de laquelle la nature des
processus, de la structure ou du fonctionnement du système renseigné change
significativement.
I.2. Qualité des indicateurs :
Un bon indicateur, pour répondre aux besoins de l'utilisateur, doit présenter un certain
nombre de caractéristiques génériques mais aussi spécifiques répondant aux objectifs et
qualité d'un indicateur est une fonction du nombre de caractéristiques qu'il cumule. II
doit être :
Utile : un indicateur doit être simple, compréhensible et être exprimé en des termes
auxquels l'utilisateur est habitue et qu'il accepte comme reflétant fidèlement le problème
; le nombre d'indicateurs doit être limité.
- Reproductible : un indicateur doit pouvoir être facile à actualiser et facilement
calculable par des utilisateurs différents, à partir d'une donnée récoltée aisément ... et au
moindre coût.
-Cénéralisable : un indicateur doit être utilisable dans toutes les régions concernées par
une même problématique,
- Prédictible : les indicateurs d'états statiques doivent être identifiés pour servir de
repères permettant de replacer les observations dans une dynamique et d'établir des
diagnostics d'évolution.
- Pertinent : un indicateur doit donner une bonne image de la situation qui pose
problème et doit réagir aux changements de cette situation ; il doit s'appliquer à la zone
étudiée (Tout en devant, dans la mesure du possible, s'appliquer à un certain nombre
d'échelles : locale, régionale et nationale); il doit enfin comporter un seuil ou une valeur
cible, qui puisse indiquer les tendances.
Fiable : chaque fois qu'un changement s'opère dans un écosystème et dans un sens
défini, I ‘indicateur doit aussi varier dans le même sens (dégradation ou restauration) :
les mêmes causes doivent produiraient les mêmes effets. Les données nécessaires
doivent être fiables, disponibles, I ‘indicateur doit être sain au point de vue analytique
ou fondé sur des connaissances subjectives fiables ; il est souhaitable qu‘indicateur est
corrélé à des systèmes de prévision ou d'information.
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- Sensible : il doit à la fois être suffisamment sensible pour mettre en évidence un
changement, à une échelle de temps cohérente avec les possibilités pratiques de
mesures, mais pas trop sensible, ou fugace, auquel cas on ne pourrait plus le suivre (s'il
disparaît et ne réapparaît qu'épisodiquement). - Être une donnée élaborée : un indicateur
est lié à un protocole de traitement des données récoltées quel qu'il soit (traitement
statistique simple et/ou modèles mathématiques plus ou moins complexes).
- Circonstancié : outre la donnée brute nécessaire au calcul des indicateurs, ceux-ci
doivent être eux-mêmes localisés et renseignés au sein de la base de métadonnées
(géoréférencement, protocole de mesure, calcul...).
Les indicateurs de biodiversité sont des outils d’évaluation de la biodiversité
périodiquement et qui permettent de faciliter le suivi des évolutions relatives à la
biodiversité.
I.3. L’indicateur de biodiversité :
Un indicateur de biodiversité se construit à partir de données qui ne sont-pas les mêmes
qu’un échantillon de la biodiversité représentée. Les indicateurs existants ne permettent
donc qu’une approche partielle des changements actuels de la biodiversité
Les enjeux de la biodiversité étant structurés de manière très variable dans les
différents documents officiels mentionnés, nous choisirons l’approche la plus classique
et la plus neutre d’un point de vue scientifique. Nous proposons une liste organisée en
trois volets :
la biodiversité génétique.
la biodiversité spécifique
la biodiversité écosystémique
Ces trois types de diversité sont menacés par le changement global. Ils constituent tous
les trois des enjeux reconnus comme importants aussi bien au niveau international.
I.3.1. Les différents types d’indicateurs de biodiversité
I. 3.1.1. Indicateur structurel (ou indirect) :
Selon (Levrel, 2007) les indicateurs structurels de biodiversité sont à mettre en relation
avec l’idée qu’il existe des structures paysagères .biologiques, physiques et sociales qui
ont un effet important sur la biodiversité et qui permettent donc de renseigner sûr
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l’état de cette dernière de manière indirecte. Ceci explique pourquoi il est aussi possible
de parler d’indicateurs indirects de la biodiversité.
I.3.1.2. indicateur stucturel (ou direct) : les indicateurs taxonomiques de biodiversité
sont des indicateurs qui se focalisent sur le suivi de certains taxons — plantes, oiseaux,
insectes, mammifères, etc. Ils cherchent à renseigner l’état de la biodiversité de manière
directe en s’intéressant aux différentes entités du vivant. Ceci explique pourquoi on peut
parler d’indicateurs directs. Les indicateurs fondés sur des regroupe
I.3.1.3. Indicateur taxonomique : application au cas des oiseaux
Dans le domaine de la biodiversité, les risques concernent avant tout ceux qui sont liés
à l’extinction des espèces comme nous l’avons expliqué. Les plus fameux indicateurs de
biodiversité concernant les risques d’extinction sont les listes rouges et oranges de
l’Union Internationale sur la Conservation de la Nature. La première liste permet de
suivre l’évolution du nombre d’espèces « en danger », « vulnérables » ou « menacées »
(« rares » jusqu’en 2001). La seconde permet de suivre les espèces « en déclin », «
localisées » ou « à préciser ». Ce sont les listes rouges qui sont particulièrement utilisées
pour qualifier l’état de la biodiversité d’un pays, d’une région ou d’un écosystème
(Butchart et al., 2005).
I.3.1.4. Indicateurs pression .état et réponse : ces indicateurs ont été développés par
l’Organisation de coopération et de développement économique au début des années
1990. Ils permettent d’évaluer les pressions que les activités humaines génèrent sur
l’état de l’environnement et d’identifier les réponses sociales qui permettront de
compenser les effets négatifs des pressions.
I.3.1.4.1. Indicateur de pression
a- Définition de l’indicateur de pression
Évolution dans le temps des surfaces artificialisées, des terres agricoles et des zones
naturelles ou forestières. Les surfaces naturelles ou forestières comprennent les zones
boisées, naturelles et en eau. Les surfaces artificialisées comprennent les sols bâtis
(maisons, immeubles…), les sols revêtus ou stabilisés (routes, parkings …) et les sols
nus ou enherbés artificialisés (jardins, chantiers …).
Il identifier les cause d’altération écologique aux échelles génétique,
spécifique, on distingue les pressions directes et indirectes. Ils donnent en effet
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aux gestionnaires (agriculteurs, gestionnaires environnementaux) des outils
pour évaluer simplement l’impact des pratiques agricoles et de l’organisation
du paysage.
Des indicateurs de pression ont ainsi été développés en se basant par exemple sur :
le paysage : caractéristiques générales
densité d’éléments du paysage
des seuils d’utilisation du territoire par des pratiques favorables à la biodiversité
l’intensification des prairies
la qualité du milieu physique
la gestion des écosystèmes ou l’impact humain
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b-Sources des données :
Enquête annuelle du ministère chargé de l’agriculture.
Les pressions sur les milieux aquatiques dépendent de la densité de population et des
activités anthropiques sur le territoire d’un point de vue quantitatif, une très forte
densité peut engendrer une pression excessive sur la ressource.
D’un point de vue qualitatif, la nature des activités impliquées conditionne la nature des
atteintes sur le milieu.
I.3.1.4.2. Indicateurs de réponse :
Ces indicateurs ont pour objectif d’évaluer l’état d’avancement de mesures spécifiques
prises en faveur de la restauration, de la protection et/ou de la gestion des écosystèmes
et de la biodiversité. On peut diviser l’indicateur en deux parties distinctes :
la première concerne l’utilisation des ressources génétiques pour la production
de semences et de plants forestiers, une activité relative à la gestion courante – il
ne s’agit donc pas d’un indicateur de réponse pour le critère biodiversité.
la seconde, au contraire : relève bien de la conservation des ressources
génétiques (réseau de peuplements conservatoires). L’indicateur relève aussi de
la gestion conservatoire : il permet d’évaluer les surfaces forestières protégées
au titre de la biodiversité (réserves biologiques, Parcs nationaux, etc.), des
paysages et d’autres éléments naturels spécifiques (Parcs naturels régionaux,
forêts de protection alluviales epériurbaines, etc.).
I.3.1.4.3. L’indicateur d’état:
Est un indicateur qui permet, dans une situation donnée, de se faire une idée objective
de l’état de la biodiversité (ou d’une partie de la biodiversité), par exemple: de la
richesse et de l’abondance de la flore, des oiseaux, des champignons, etc. des
indicateurs d’état. Prenons le cas de l’indicateur du volume de bois mort, classe parmi
les indicateurs structurels d’état de la biodiversité : il serait logique, si l’on souhaite
calculer un volume de bois mort pour en déduire une richesse potentielle en espèces
saproxyliques (usage actuel) de classer cet indicateur parmi les indicateurs de pression
(plus on exploite de bois mort et plus la pression sur les espèces saproxyliques
augmente).
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I.3.1.5. Des indicateurs à paramètre unique aux indicateurs composites.
La variabilité génétique va permettre de mesurer l’état de santé d’une population. En
effet, une faible diversité génétique au sein d’une population pose rapidement des
problèmes de consanguinité et une réduction de l’espérance de vie des individus, des
populations et des espèces. Cette variabilité génétique est directement liée à la taille de
la population. Plus la population est de petite taille plus la variabilité génétique est
faible.
La richesse spécifique et l’équi-répartition de l’abondance pour chaque espèce, que l’on
nomme traditionnellement la diversité spécifique, vont permettre de mesurer la bonne
santé d’une communauté. La richesse spécifique et l’abondance au sein d’une
communauté sont fonction de nombreux paramètres – contrairement à la variabilité
génétique – qui font tomber l’évaluation de la biodiversité dans la complexité. Parmi
ces paramètres, il est possible d’évoquer : l’hétérogénéité des habitats, la latitude
géographique, les cycles biogéochimiques, la résilience des écosystèmes… mais surtout
l’histoire de la communauté qui est de nature idiosyncrasique (Krebs, 2001).
L’indicateur à paramètre unique le plus utilisé pour mesurer la biodiversité est la
richesse spécifique qui se résume au nombre d’espèces présentes dans un écosystème ou
à l’échelle de la biosphère. Le problème est qu’il existe aujourd’hui un consensus parmi
les écologues pour dire que les indicateurs de richesse spécifique sont peu informatifs
des dynamiques qui animent les écosystèmes et la biosphère de manière générale
(Balmford et al., 2005 ; Dobson, 2005).
Ces modes de regroupement doivent être guidés par un objectif d’intégration fort
qui nécessite de développer des indicateurs permettant d’approximer (Balmford et al.,
2005) :
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1- La taille des populations et les risques d’extinction.
2- L’évolution des habitats.
3- Les services écosystémiques fournis à l’homme.
4- Les forces qui sont à l’origine de l’érosion de la biodiversité.
5- L’efficacité des mesures de conservation.
Ces indicateurs doivent par ailleurs concerner aussi bien des aires « naturelles » que des
aires anthropiques, et prendre en compte les espèces domestiques. Figure (1) explique
les types indicateurs de biodiversité.
Figure 1. Les différents types d’indicateurs de biodiversité
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CHAPITRE II : Les indicateurs dans les airs protégés marines
II.1. Types d’indicateurs
L’International MPA Management Effectiveness Initiative est un processus conjoint
entre la Commission mondiale pour les aires protégées-Marines (WCPA-Marine) et le
World Wildlife Fund (WWF). Les objectifs de cette initiative sont de développer des
indicateurs spécifiques et une méthodologie pour les gestionnaires d’APM afin
d’évaluer l’efficacité de leur APM. Le projet développé par ces organismes mondiaux a
permis de déterminer des indicateurs qui se classent dans trois catégories :
environnement, socio-économique (séparé ou ensemble) et de gouvernance. Compte
tenu du grand nombre d’indicateurs développés jusqu’à maintenant et comme le but de
cet essai est d’établir un protocole de suivi environnemental, seuls les indicateurs en
lien avec l’environnement seront considérés. Par contre, il ne fait aucun doute que dans
l’évaluation de l’efficacité de la gestion d’une APM les indicateurs socio-économiques
et de gouvernance jouent un rôle primordial dans l’évaluation des objectifs fixés.
Notamment, la mesure des indicateurs biophysiques permet la caractérisation de
l’écosystème marin , mais peut s’avérer utile aussi lors de l’étude des angles socio-
économiques et de gouvernance de l’APM. Par exemple, l’inventaire des ressources
biologiques et l’état des services écologiques générés par l’APM peuvent être évalués
en terme financier où les gestionnaires gèrent un capital naturel. (Pomeroy, 2006)
II.2. Indicateurs de l’état de l’écosystème
Les indicateurs mesurent l’efficacité des actions de gestion en plus des bénéfices
tangibles de la gestion des APM. Ainsi, préalablement au choix d’indicateurs, les buts et
objectifs de l’APM doivent être déterminés avec des cibles et des actions spécifiques
associées aux objectifs. Ensuite, les indicateurs sont associés aux objectifs de l’APM
pour permettre une mesure dans le temps des efforts de gestion.
De ce fait, les indicateurs vont vérifier que des actions comme la surveillance des aires
protégées, la restriction d’activités à certains endroits ou le suivi écologique constituent
des efforts suffisants à l’atteinte des objectifs fixés. De façon générale, les objectifs
principaux pour un projet d’APM sont le maintien et la protection des ressources
marines, la protection de la biodiversité biologique, la protection des espèces.
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II.2.1. Indicateurs pour évaluer le contexte biotique
Cette catégorie comporte six indicateurs biophysiques dont deux, l’abondance et la
structure de la population des espèces focales, qui évaluent l’état des populations des
espèces. De plus, quatre autres indicateurs sont, la complexité et répartition de l’habitat,
la composition et structure de la communauté, le succès du recrutement au sein de la
communauté et l’intégrité du réseau trophique, servent à caractériser les conditions
écologiques de l’APM. Ces six indicateurs mesurent l’état du biotope à l’intérieur et
l’extérieur de l’APM en plus d’évaluer l’état des populations d’espèces et les conditions
écologiques présentes dans la zone protégée.
a) État des populations
II.2.1.1. Indicateur 1 : Abondance des espèces focales
L’espèce focale est un organisme ayant de la valeur sur le plan écologique et/ou humain
en plus de présenter un intérêt prioritaire pour la gestion par l’intermédiaire de l’APM
(Pomeroy et al., 2006). L’abondance des espèces focales permet d’évaluer l’effectif
d’une population et reflète l’état d’une population d’espèces au sein d’une zone
spécifique..
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II.2.1.2. Indicateur 2 : Structure de population des espèces focales
Cet indicateur permet de caractériser la répartition des individus de ladite population
par taille et âge ainsi que son potentiel de reproduction. La structure de la population
permet de déterminer si l’APM est un refuge pour un stock reproducteur d’espèces
focales. De plus, si l’APM est bien gérée, l’indicateur démontrera une répartition
appropriée des individus de la population d’espèces focales entre les différentes classes
de tailles juvéniles et adultes qui pourront se renouveler et être viables.
b) Conditions écologiques
II.1.2.3. Indicateur 3 : Complexité et répartition de l’habitat
Cet indicateur permet de définir la complexité de l’habitat, c’est-à-dire l’étendue et la
diversité des types d’habitat retrouvés dans l’APM. Pour mesurer l’autre partie de
l’indicateur, soit la répartition de l’habitat, il faut avoir localisé et défini la configuration
pour tous les types d’habitats présents en plus d’évaluer leur superficie totale. La
mesure de cet indicateur sert à préserver la complexité, l’intégrité et la représentativité
du différent habitat. De plus, il permet de vérifier que les organismes qui en dépendent
ont accès à un espace vital suffisant pour exister et se reproduire. Cet indicateur des
conditions écologiques évalue les perturbations faites au milieu qui pourraient
provoquer un déclin des populations d’espèces focales et modifier la structure et la
composition des communautés de l’APM. La compréhension des sources de
changements de la structure de l’habitat et de l’importance de ces changements apporte
des informations pertinentes aux gestionnaires quant aux méthodes de gestion mises en
place et aux activités permises dans l’APM et à l’extérieur de la zone.
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II.2.1.4. Indicateur 4 : Composition et structure de la communauté
Ce quatrième indicateur sert particulièrement à collecter des informations sur plusieurs
espèces présentes dans l’APM. L’évaluation de la composition de la communauté
détermine la richesse, la dominance, la diversité et l’abondance relative. La structure,
quant à elle, est la description des effectifs, de l’abondance relative des espèces au sein
d’une communauté et permet en plus de définir leur répartition dans le milieu physique
et les habitats. Par exemple, pour mesurer cet indicateur au niveau structurel dans une
communauté d’un écosystème côtier, il faudrait mesurer, entre autre, l’abondance
relative et la biodiversité présentes au sein des zones intertidales et benthiques. De plus,
si l’étude de la composition de ces zones côtières révèle la présence dominante d’une
espèce envahissante exotique, l’indicateur apporte alors des données significatives sur
l’état écologique de l’écosystème.
Indicateur 5 : Succès du recrutement au sein de la communauté
Cet indicateur mesure le degré de production larvaire, la colonisation larvaire, le
recrutement juvénile et le taux de survie des populations dans la communauté. Il estime
aussi l’évolution des niveaux de recrutement de plusieurs populations au sein de la
communauté. La mesure du succès de recrutement vise à fournir des données
dynamiques ou un indice du potentiel et de la résilience écologique d’une communauté.
Il permet, en autre, au gestionnaire de connaître le potentiel de persistance de la
communauté basée sur la régularité des événements de pontes et de recrutement ainsi
que la survie des recrues. Pour cet indicateur, la collecte de données vise au minimum à
amasser de l’information sur les différentes classes de tailles des espèces focales de la
communauté, notamment pour les juvéniles et les recrues.
II.2.1.5. Indicateur 6 : Intégrité du réseau trophique
L’intégrité du réseau trophique est la mesure de soutien et de fiabilité des relations
trophiques dans les chaînes alimentaires interconnectées d’une communauté. Le réseau
perd de son intégrité lors de perturbations ou interruptions des relations entre les
niveaux. Cet indicateur sert donc à mesurer, comprendre et surveiller les changements
qui provoqueraient un déséquilibre de l’écosystème et les impacts négatifs sur le réseau
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II.2.1.6. Indicateur 7 : Type, niveau et rentabilité de l’effort de pêche
L’effort de pêche sert à déterminer le degré de la force d’extraction, la quantité des
forces de travail et le temps utilisé pour effectuer l’activité. L’indicateur mesure aussi
l’efficacité des activités de pêche dans la zone protégée. Ces données récoltées
permettront de suivre et quantifier l’évolution des tendances du rendement de la pêche,
de l’utilisation de la technologie et des moyens de subsistance à travers le temps.
(Pomeroy et al., 2006)
La collecte de données nécessite des entretiens et interrogations avec les pêcheurs dans
le but de définir l’effort de pêche et d’amasser les informations nécessaires à la mesure
de cet indicateur. L’effort de pêche varie en fonction de l’espèce cible et par conséquent
la mesure de cet indicateur doit être spécifique à chaque espèce; de plus, la collecte de
plusieurs autres données est nécessaire pour évaluer cet indicateur. L’équipe de l’APM
doit entrer autre déterminer les espèces visées par la capture, les espèces capturées, le
lieu des prises, les méthodes de capture, le type et nombre d’engins de pêche, le temps
nécessaire pour débarquer la pêche, la taille des individus par espèce, le poids total de la
pêche et la valeur monétaire totale de la pêche. Les données doivent être recueillies soit
de façon périodique (hebdomadaire, mensuelle) ou durant les périodes de récoltes
saisonnières. (Pomeroy et al., 2006)
II.2.2. Indicateurs pour évaluer le contexte abiotique
II.2.2. 1. Indicateur 8 : Qualité de l’eau
La qualité de l’eau mesure des paramètres environnementaux ambiants présents dans
la colonne d’eau (Pomeroy et al., 2006). Cet indicateur reflète l’effet des facteurs
limitants sur les processus biologiques pour les organismes et les habitats présents sur le
site. Ainsi, la mesure de cet indicateur peut faciliter l’identification des impacts négatifs
des activités humaines dans la zone côtière ou à proximité. Il existe plusieurs exemples
d’impacts négatifs sur la qualité de l’eau, tels que les déversements de pétrole ou
substances toxiques, l’écoulement d’eaux pluviales provenant de zones urbaines,
l’érosion terrestre et le transport des sédiments ainsi que la présence de fertilisants liés
aux activités agricoles. La qualité de l’eau demeure un indicateur clé de la santé et de la
viabilité de l’ensemble de la communauté; par exemple aux Philippines, la mesure de
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cet indicateur a permis de déterminer que le lessivage des sédiments vers la mer suite à
la déforestation et à l’érosion constitue une menace pour les écosystèmes marins tel que
le corail. (Pomeroy et al., 2006)
II.2.3 .Indicateurs pour évaluer le contexte de la zone
Cette catégorie d’indicateurs réfère à des mesures localisées des changements
biophysiques observés. L’intégration de ces deux indicateurs dans la catégorie
d’indicateurs biophysiques a longuement été débattue par les auteurs, gestionnaires et
experts, mais puisqu’ils visent à caractériser directement les conditions biologiques de
l’AMP et que les données collectées sont similaires aux autres indicateurs biophysiques,
ces deux indicateurs ont été gardés dans la catégorie biophysique. Par ailleurs, les
données collectées peuvent être utilisées pour les indicateurs de gouvernance auxquels
ces indicateurs sont étroitement reliés.
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II.2.3.1. Indicateur 9 : Zones présentant des signes de rétablissement
Cet indicateur sert à mesurer la proportion de la superficie totale de l’AMP ou de la
population d’espèces focales qui a connu des niveaux présumés « d’origine » ou qui a
été « restaurée » pour retrouver ces niveaux cibles. Cette analyse n’est pas pertinente
pour toutes l’AMP, mais particulièrement pour les sites avec des objectifs de
restauration. L’indicateur vise principalement à évaluer le succès de la performance de
l’AMP par rapport à ses objectifs fixés de restauration, c’est-à-dire qu’il mesure la
superficie de l’air marine qui a été restaurée pour retrouver des conditions naturelles
supérieures aux conditions antérieures.
II.2.4. Indicateur 10 : Zones soumises à un impact humain nul ou limité
L’impact humain ici est défini comme l’effet cumulé de tous les usages à des fins
extractives ou non des ressources marines dans une zone spécifique (Pomeroy et al.,
2006). Cet indicateur évalue l’ampleur et les caractéristiques associées aux usages
humains dans le temps ainsi que leurs effets cumulés sur les ressources et l’habitat de
l’APM. Son but est d’identifier et d’anticiper les menaces et l’évolution des usages
humains au sein de l’APM. Parmi les exemples d’usage humains, il y a la pêche, le
tourisme, l’aquaculture, l’aménagement du littoral, le forage et l’exploitation minière
des fonds marins, le transport et le commerce. Il y a aussi différents niveaux d’impacts
selon les degrés d’usage humains des ressources ; par exemple, les types d’engins de
pêche (chaluts de fonds, filet maillant) ont des impacts supérieurs sur l’écosystème
comparativement à d’autres, tels que la pêche à la ligne.L’évaluation de cet indicateur
nécessite la caractérisation de la présence, du niveau et de l’impact des différentes
activités humaines ; il faut également calculer la zone totale soumise à un impact nul ou
limité en fonction des interdictions ou restrictions imposées aux usagers. En mesurant
les activités et les endroits où elles ont lieu dans l’AMP, les gestionnaires peuvent
anticiper les impacts de ces activités sur le milieu marin.
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Figure 2. Les indicateurs dès les airs protégés marines
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II.3. Les indicateurs d’un bon état écologique de la directive-cadre sont :
* Conservation de la diversité biologique;
* Introduction d’espèces non indigènes à des niveaux qui ne perturbent pas les
écosystèmes;
* Bonne répartition et santé des stocks de poisson et populations de crustacés exploités
commercialement;
* Abondance et diversité normales à long terme des éléments constituant le réseau
tropique marin;
* Réduction au minimum de l’eutrophisation d’origine humaine;
* garantie du niveau d’intégrité des fonds marins;
* Modifications permanentes des conditions hydrographiques ne doivent pas nuire aux
écosystèmes marins;
* Niveau de concentration des contaminants ne provoque pas d’effets;
* Quantité de contaminants dans les espèces destinées à la consommation ne dépassant
pas les seuils fixés par la législation;
* Propriétés et quantités de déchets marins ne provoquant pas de dommages au milieu
côtier et marin;
* Introduction d’énergie s’effectuant à des niveaux qui ne nuisent pas au milieu marin.
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CHAPITRE III : L’INDICATEUR DE CHANGEMENT ECOLOGIQUE :
INTRODUCTION
Pour gérer les populations de grands herbivores, les gestionnaires ont souvent recours
à des comptages exhaustifs ou partiels à partir d’échantillons de la population. Ces
dernières décennies, les populations d’ongulés ont fortement progressées aussi bien en
nombre qu’en répartition spatiale, à la fois en Europe et en Amérique du Nord. La
France ne fait pas exception dans ce tableau assez général avec notamment de très fortes
progressions des populations de Cerf, Chevreuil, Chamois et Sanglier. Du coup, ces
fortes augmentations d’abondance d’ongulés conduisent à une multiplication des
conflits avec l’Homme, au travers des dégâts agricoles et forestiers, des collisions sur la
route avec les véhicules et la propagation de maladie. Ainsi les populations de grands
herbivores sont contrôlées par la chasse afin d’atteindre des objectifs de gestion
préalablement définis. Définir le nombre d’animaux prélevés nécessite une bonne
connaissance du statut démographique (population en croissance, en décroissance ou
stationnaire) de la population chassée.
En Algérie et dans de nombreux autres pays du monde, plusieurs méthodes de
comptages ont été employées pour estimer les effectifs des populations. Les
gestionnaires ont recours à des comptages totaux ou partiels en échantillonnant la
population, soit à partir de surfaces (quadrats), de lignes (routes), ou de points (points
d’observation), en utilisant généralement des comptages aériens dans les zones très
ouvertes et des comptages au sol en zones plus fermées.
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Figure 3. Le Cerf de berbérie
Parmi les cervidés ayant vécu en Afrique, le cerf de Berbèrie est le dernier représentant.
Endémique à l’Afrique du Nord, son aire de répartition géographique s’étendait pendant
la période romaine (BURTHEY ; 1991) depuis l’Algérois jusqu’à la Tunisie au nord, et
au sud jusqu’à l’Atlas saharien. La chasse abusive, la destruction et le morcellement de
ses habitats ont conduit à une régression alarmante de ses populations. Cette situation a
conduit l’Union Internationale pour la Conservation de la Nature (UICN) à le classer en
danger EN). Par ailleurs, il est inscrit dans le Tableau C de la convention africaine de
1969 : « ne peut être chassé ou capturé que sur autorisation de la plus haute autorité
compétente dans l'intérêt national ou dans un but scientifique » En Algérie, en dépit des
mesures prises pour sa conservation, les populations de cerfs continuent à subir des
agressions de nature diverses ayant pour facteur commun l’homme. A travers le parc .
21
III.1. Les types indicateurs de changement écologique (ICE)
III.1.1. Abondance ICE
Désigne un indicateur d’abondance des populations d’ongulés sauvages, par exemple
indice nocturne ou indice d’abondance pédestre.
III.1.2. Performance ICE
Désigne un indicateur de performance physique des individus d’une popula-tion
d’ongulés sauvages, par exemple masse corporelle des jeunes ou lon-gueur du
maxillaire inférieur.
II1.3. Pression sur la flore :
Désigne un indicateur de pression des ongulés sauvages sur la flore fores-tière, par
exemple : indice de consommation ou indice d’abroutissement.
III.1.4. L’indice kilométrique voiture (IKV) :
Traduit les variations de l’abondance relative d’une population de chevreuils. L’indice
correspond au nombre moyen de chevreuils observés par km de circuit parcouru.
La méthode consiste à dénombrer les chevreuils observés à l’aube et au crépuscule sur
des circuits prédéfinis, parcourus plusieurs fois en voiture.
La période idéale se situe en mars (ou avril en montagne). Le déclenchement des
opérations intervient après la saison de chasse, au démarrage de la végétation herbacée
et avant le débourrement des arbres. A cette période, les animaux sont cantonnés et la
détectabilité est homogène entre les deux sexes.
II.1.5. L’indice nocturne (IN)
Traduit les variations de l’abondance rela-tive d’une population de cerfs. L’indice
correspond au nombre moyen de cerfs (et de groupes) observés par km de circuit par-
couru.
22
La méthode consiste à dénombrer les cerfs (et les groupes de cerfs) observés la nuit à
l’aide de deux phares portatifs sur des circuits prédéfinis, parcourus plusieurs fois en
voiture.
La période idéale se situe entre la fin de l’hiver et le début du printemps. Le
déclenchement des opérations intervient après la saison de chasse, au démarrage de la
végétation herbacée et avant le débourrement des arbres.
III.1.6. L’indice d’abondance pédestre (IPS)
Traduit les variations de l’abondance relative d’une population de chamois ou
d’isards. L’indice correspond au nombre moyen de chamois ou d’isards (à l’exclusion
des chevreaux dont la probabilité de détection est plus faible et plus variable que celle
des adultes) observés par circuit.
La méthode consiste à dénombrer les chamois ou isards (et les groupes de chamois ou
d’isards) observés le jour sur des cir-cuits prédéfinis, parcourus plusieurs fois à pied.
La période idéale se situe entre la fin du printemps et la fin de l’été : entre début juin et
fin août.
III.1.7. L’indice ponctuel d’abondance (IPA)
Traduit les variations de l’abondance relative d’une population de mouflons. L’indice
cor-respond au nombre moyen de mouflons observés par secteur. La méthode consiste à
dénombrer les mouflons (et les groupes de mouflons) observés le jour sur des postes
idéale se situe à la fin du printemps : entre le 15 mai et le 15 juin.
III.1.8. La variation de la taille moyenne des groupes (TGP)
Elle est corrélée avec celle de l’abondance relative d’une population de bouque-tins en
phase de colonisation. L’indicateur correspond au nombre moyen de bouquetins par
groupe de mâles observés par circuit. La méthode consiste à dénombrer les groupes de
bouquetins mâles et leur taille observés le jour sur des circuits parcourus plusieurs fois à
pied.
23
La période idéale se situe au printemps entre mars et mai, au moment où les groupes de
mâles sont le plus facilement obser-vables. Ils utilisent à cette époque des milieux
ouverts caractéri-sés par une disponibilité alimentaire appréciée par les animaux à la
sortie de l’hiver.
CHAPITRE IV : MESURESDE LA BIODIVERSITE
IV.1. Phytomasse
IV.1. La Phytomasse :
La phytomasse aérienne est la quantité (poids) du matériel végétal, vivant ou non,
présent au-dessus de la surface du sol, par unité de surface et à un instant donné. Dans
un peuplement en état satisfaisant de développement, cette phytomasse constitue la
majeure partie de la phytomasse totale (AIDOUD ,1983).
La phytomasse aérienne sur pied est la quantité de végétation sur pied présente, par
unité de surface, à un instant donné. Elle s’exprime très généralement en kilogrammes
de matière sèche par hectare (kg/MS/ha).
La phytomasse « verte » sur pied distingue la phytomasse sur pied de la part plus ou
moins importante de matériel mort et qui est une partie de la nécromasse sur pied.
La nécromasse comprend l’ensemble du matériel mort, qu’il soit ou non encore rattaché
aux parties aériennes, présent par unité de surface et à un instant donné. La nécromasse
tombée au sol est dénommé litière
La phytomasse totale requiert d’ajouter à la phytomasse aérienne, déjà évoquée, la
phytomasse souterraine (poids des racines vivantes et mortes par unité de surface) à un
moment donné et pour une surface connue
La phytomasse consommable est la quantité de masse végétale sur pied consommable
par les animaux.
Toutes les parties d’une phytomasse sur pied ne sont pas consommables et ce, pour
diverses raisons : accès difficile sur les végétaux très épineux, rameaux trop durement
lignifiés, partie trop haute de la végétation, etc
24
Le phénomène est surtout important au niveau des arbres puisqu’il est évident que la
majorité des petits ruminants ne consomment que le feuillage situé entre le niveau du
sol et sensiblement 1,50 m de hauteur. Cette notion doit être très bien réfléchie si l’on
souhaite la quantifier, ce qui se fait par les méthodes exposées ci-après
IV.2. Protocoles de mesure
IV.2.1. Méthode destructive
Il importe de bien définir les conditions de mesure dont dépendent les interprétations
des données. Parmi ces conditions à relever:
• présence ou absence de pâturage (et niveau de pression pastorale)
• position vis-à-vis du cycle phénologique des espèces dominantes,
• situation climatique (et surtout pluviométrique) de l’année de végétation en
cours, etc.
• L’aire minimale constitue une base convenable pour les mesures de poids pour
la végétation pérenne
La végétation coupée au ras du sol sur une surface donnée (aire minimale) est :
Il importe de bien définir les conditions de mesure dont dépendent les
interprétations des données. Parmi ces conditions à relever:
présence ou absence de pâturage (et niveau de pression pastorale)
position vis-à-vis du cycle phénologique des espèces dominantes,
situation climatique (et surtout pluviométrique) de l’année de végétation en
cours, etc.
L’aire minimale constitue une base convenable pour les mesures de poids pour
la végétation pérenne
et pesée sur place pour en connaître le poids frais. On prélève ensuite un
échantillon de poids vert connu, qui sera mis à l’étuve à une température de 75
à 80 °C pour dessèchement, durant 48 à 72 heures (jusqu’à poids constant). Le
rapport (%) entre poids vert et poids sec de l’échantillon rapporté au labo
devient un coefficient qui, appliqué au poids frais de terrain, en convertira les
25
données en poids sec. II est souhaitable de trier les espèces
physionomiquement dominantes, et de les peser séparément dès le terrain.
Le quotient poids vert/poids sec varie avec les saisons et l’état de la végétation
; il importe, à chaque coupe sur le terrain de calculer à nouveau le coefficient à
appliquer pour les conversions en poids sec
Pour la végétation annuelle, les mesures sont effectuées sur des placettes de 1 m2 avec
un grand nombre de répétitions étant donné le caractère très aléatoire de la distribution
des végétaux de cette strate. La suite de la procédure (échantillon, pesée, séchage) est
commune aux deux catégories végétales (Daget ,1996).
Un des problèmes majeurs, à l’application du protocole, est la détermination du nombre
de coupes à effectuer pour atteindre une représentativité suffisante. Ce nombre
(généralement de 10 à 20) est sous la dépendance de l’homogénéité plus ou moins
grande de la distribution de la végétation. En principe, le nombre est déterminé par le
calcul de la moyenne cumulée de manière à obtenir un intervalle de confiance de 5 %.
Où p = degré de précision ; = écart type ; m = moyenne ; n = nombre de placettes
échantillonnées
Interprétation
La phytomasse (poids sec) est rapportée à l’hectare (kilogrammes de matière sèche par
hectare = kg/MS/ha), ce qui permet de disposer de valeurs comparatives. Chaque série
comportera n mesures sur une aire donnée dans un biotope donné. Les moyennes et les
coefficients de variation sont calculés.
Il est également envisageable de calculer et de représenter les fluctuations du coefficient
de variation (rapport de l’écart type à la moyenne) par rapport aux unités de surface
croissantes d’une courbe aire-phytomasse. L’analyse des variances nous permettra de
définir la surface minimale d’échantillonnage la plus représentative, qui correspondra au
point d’infléchissement monotone sur la courbe. Cette méthode, très longue à mettre en
26
place, est rarement employée et l’on a recours, pour le choix de l’aire minimale, aux
éventuels résultats d’auteurs ayant travaillé dans des régions similaires.
La phytomasse, mesurée à un instant donné, ne représente pas la totalité de la matière
verte produite au cours du cycle de végétation, c'est-à-dire la production primaire nette
Cette phytomasse n’est constituée, du moins chez les espèces vivaces, que de la part de
matière produite subsistant encore ; une autre part de la matière produite au cours du
même cycle de végétation a déjà été consommée, est déjà morte (nécromasse), ou alors
n’est pas encore produite.
Les divers taxons majeurs, pour ne considérer qu’eux, d’une formation végétale ont des
cycles végétatifs décalés dans le temps
La phytomasse au pic de végétation de l’espèce dominante d’une formation constitue
déjà un apport capital à la connaissance du fonctionnement de la formation, encore faut-
il bien prendre soin d’indiquer précisément le moment du cycle de cette espèce où la
mesure est faite et si possible quel est le stade phénologique atteint par les espèce
codominantes
IV.2.2. Méthodes mixtes ou indirectes dites ‘peu’ ou “non destructives”
Les méthodes quantitatives, présentées plus haut, sont destructives et peuvent être
singulièrement contraignantes si l’on souhaite assurer un suivi, même sur le moyen
terme. Pour ces raisons, nous accordons une place toute particulière aux méthodes
regroupées ici sous le vocable ‘Méthodes mixtes ou indirectes’ (Floret & Pontanier,
1982 ).
Ces méthodes ne présentent pas toutes la même facilité d’application ni le même
intérêt. Parmi un grand nombre de méthodes décrites dans la littérature, une certaine
préférence est accordée aux méthodes suivantes tout en reconnaissant que les choix
peuvent également être tributaires (ou bénéficiaires) des compétences scientifiques et
techniques mobilisables au niveau des observatoires.
27
a- Méthode par entraînement d’observateurs
Pour chaque type d’unité, dont il est souhaité de déterminer la phytomasse, environ 30
placettes élémentaires (ayant chacune la superficie de l’aire minimale) sont tirées au
hasard. Pour chaque première parcelle d’une série de trois, il est procédé à une
estimation visuelle du poids vert de chaque touffe puis à sa pesée après coupe au ras du
sol.
Les données obtenues (estimation puis poids mesuré) sont toutes enregistrées. Pour les
deux parcelles suivantes de chaque série de trois, le poids de chaque touffe est
seulement estimé et cette estimation également enregistrée.
Pour chaque type de milieux, il est ensuite procédé de la même manière pour les 9
autres séries de trois placettes et les données également enregistrées. Progressivement
les observateurs, toujours les mêmes dans la mesure du possible, améliorent leur
évaluation visuelle et les résultats sont, de toute manière, corrigés par l’erreur moyenne
calculée sur les individus ayant été à la fois estimés et pesés (1 placette sur trois).
Interprétation
Les résultats pouvaient ensuite être exprimés en poids sec après passage d’échantillon à
l’étuve et calcul de la corrélation entre poids vert et poids sec.
La méthode offre l’avantage d’être à la fois économe en temps, d’où la possibilité
d’accroître le nombre d’échantillons, et bien moins destructive.
b- Méthode par établissement d’équations de régression
La base de la connaissance des relations qui existent entre la phytomasse et un certain
nombre de paramètres facilement quantifiables (recouvrement, densité, phytovolume),
d’évaluer la phytomasse avec une certaine fiabilité. Les relations sont exprimées par des
équations de régression et des coefficients de corrélations entre les différentes variables
utilisées.
28
Protocole
La pratique de la méthode consiste, dans un premier temps, à mesurer un ensemble de
paramètres (hauteur, diamètre, etc.) d’un grand nombre d’individus de différentes
dimensions, puis après coupe, pesées en vert, séchage et pesées en sec de ces mêmes
individus, à exprimer les résultats corrélatifs de la même manière que pour les mesures
directes (Gounot, 1969 ; Heim, 1977 ; Aidoud, 1983).
Interprétation
Des relations fiables ont été trouvées entre les valeurs mesurées de paramètres et la
phytomasse sur pied pour des buissons ligneux bas et des touffes des graminées
pérennes.
Ont ainsi trouvé des corrélations entre un certain nombre de paramètres qualitatifs et des
paramètres quantitatifs permettant ainsi des appréciations de la phytomasse dans un
contexte moindrement destructif
c. Méthode radiométrique
Concept et Protocole
Cette méthode non destructive (Grouzis & Methy, 1983 ; Boutton & Fieszen, 1983),
Utilisée pour l'estimation de la phytomasse, est basée sur la mesure de la réflectance
spectrale du couvert dans le rouge (0,600 à 700 nm) et le proche infrarouge (0,750 à
1,00 nm).
Les relations qui existent entre ces indices calculés et la phytomasse herbacée sur pied,
ou plus exactement encore, l’activité photosynthétique ont été maintes fois démontrées.
Le manque d’activité chlorophyllienne, dès que la végétation devient sénescente (ou est
en repos), rend alors cette méthode inutilisable.
La procédure consiste en la mesure de la réflectance, puis le calcul des indices de
végétation
29
Interprétation
La surface échantillonnée par le radiomètre portable correspond à un cercle de 0,63 m
de rayon (radiomètre tenu à trois mètres au-dessus de la végétation) ce qui permet
d'intégrer en général des plages comportant végétation et sol nu. Des méthodes sont
actuellement développées qui combinent la radiométrie du sol et de la végétation
(méthodes du unmixing ou déconvolution spectrale).
d. Méthode de l’arbre moyen
Protocole
Pour les arbres et gros arbustes, il est possible de recourir à la méthode dite de l’arbre
moyen (Ovington, 1956 ; Whittaker & Woodwell, 1971 ; Duvigneaud,1974)
Il s’agit d’une approche essentiellement pratiquée par les forestiers. Elle est
effectivement peu destructive
La méthode consiste à procéder tout d’abord à un inventaire des arbres sur des placettes
de 1 ha (100 x 100 m ; ou un cercle de 56,4 m de rayon). Pour chaque placette, les
individus sont répartis en classes (jusqu’à 10) en fonction de leur hauteur mais
éventuellement aussi du diamètre de la couronne, etc
La pesée de la phytomasse est alors effectuée sur l’arbre moyen (caractéristiques
moyennes). Généralement, les pesées sont effectuées en distinguant les feuilles, le tronc,
et quelques diamètres de branches. Cette technique forestière dite de ‘l’arbre
moyen’n’est, de l’avis des personnes qui l’ont utilisée, réellement applicable qu’à
l’étude de formations équiennes (plantations dont les individus sont de même âge, etc.).
Dans certaines situations (savanes arborées, etc.), il reste possible de combiner une telle
méthode, appliquée à la mesure sur les arbres, et la méthode destructive appliquée à la
mesure de la végétation basse.
Interprétation
La phytomasse du peuplement (ou des arbres du peuplement) est obtenue en multipliant
le résultat de ‘l’arbre moyen’ par le nombre d’arbres du peuplement.
30
IV.2. Production et Productivité
IV.2.1. Définitions et concepts
La production primaire représente le stock de carbone organique produit par unité de
temps et de surface, suite à la fixation du carbone inorganique (dioxyde de carbone,
CO2) via la photosynthèse (Falkowski and Raven, 2007).
La production primaire nette qui exprime un accroissement de phytomasse sur pied,
compte tenu en plus de la litière produite et des matières végétales dégradées.
PN = PB – R
La production primaire brute, notion délicate à mesurer, qui englobe la production nette
augmentée des pertes par respiration.
31
IV.3.2 Richesse
La richesse est le nombre (ou une fonction croissante du nombre) de catégories
différentes présentes dans le système étudié, par exemple le nombre d’espèces d’arbres
dans une forêt.
Un certain nombre d’hypothèses sont assumées plus ou moins :
Les catégories sont bien connues : compter le nombre d’espèces a peu de sens si
la phylogénie n’est pas bien établie. C’est parfois une difficulté majeure quand
on travaille sur les microorganismes.
Les catégories sont équidistantes : la richesse augmente d’une unité quand on
rajoute une espèce, que cette espèce soit proche des précédentes ou extrêmement
originale.
La Richesse spécifique S est représentée par le nombre total ou moyen d’espèces
recensées par unité de surface
S=nombre d’espèces de la zone d’étude
Cet indice S peut être utilisé pour analyser la structure taxonomique du peuplement
(ex : nombre d’espèces de polychètes/mollusques, etc…).
Il permet de également de distinguer :
o des variations spatiales : des secteurs faunistiquement riches et des
secteurs plus pauvres ;
o des variations temporelles : des minima et maxima en fonction des
saisons et des stations
Il présente cependant l’inconvénient d’être fortement dépendant de la taille des
échantillons (le nombre d’espèces échantillonnées augmentant avec la surface
échantillonnée) et du type d’habitat (la richesse spécifique varie en fonction du type de
substrat, de la profondeur, de la salinité…).
32
Il reste ainsi difficile d’en faire un descripteur de l’état d’un milieu. Simboura et
Zenetos (2002) suggèrent toutefois de lui attribuer des valeurs seuil pour différents
types de groupes écologiques et pour différents habitats.
Plusieurs relations espèces-individus ont été établies dans l’objectif d’estimer au mieux
la richesse spécifique absolue, indépendamment de la taille de l’échantillon (Peet, 1974)
- Margalef
Odum
Menhinick
Où :
N = nombre d’individus
S = richesse spécifique
IV.2.2. Biomasse moyenne (B)
La biomasse est exprimée par unité de surface :
B = Biomasse par unité de surface
Elle permet de distinguer des variations spatiales et temporelles des peuplements. Elle
est utilisée par ailleurs dans le cadre d’autres méthodes d’analyse du milieu, comme les
courbes de Comparaison Abondance/Biomasse.
33
IV.2.3. Abondance (A)
A = Nombre d’individus d’une espèce
Face à une pollution, les espèces vont suivre trois types de réaction selon leur
sensibilité :
- disparaître, pour les plus sensibles ;
- se maintenir, pour les indifférentes ;
- profiter des nouvelles conditions mises en place et se développer, pour les tolérantes et
les opportunistes.
Ces différentes réponses vont se traduire au niveau de l’abondance des espèces. Les
profils d’abondance dans le temps sont donc largement utilisés comme indicateurs des
effets des polluants dans les sédiments, au même titre que les courbes de biomasse et de
richesse spécifique.
IV.2.4. Dominance
La détermination des paramètres de dominance permet d’appréhender la structure
taxonomique des peuplements. La dominance est calculée à partir des abondances
relatives des différents groupes taxonomiques et des rangs respectifs des principales
espèces qui constituent les peuplements.
34
IV.2.5. Fréquence relative ou indice de constance
la fréquence relative (Fr) est égale au rapport entre le nombre de relevés (n) où l’espèce
x existe et le nombre total (N) de relevés effectués (Faurie et al., 1984). Elle peut être
calculée pour un prélèvement ou pour l’ensemble des prélèvements d’une biocénose
(Dajoz, 1985).
Fr =n/N X100
IV.2.6. L’équitabilite
La régularité de la distribution des espèces (équitabilité en Français, evenness en
Anglais) est un élément important de la diversité. Une espèce représentée abondamment
ou par un individu n’apporte pas la même contribution à l’écosystème. A nombre
d’espèces égal, la présence d’espèces très dominantes entraîne mathématiquement la
rareté de certaines autres : on comprend donc assez intuitivement que le maximum de
diversité sera atteint quand les espèces auront une répartition très régulière.
Un indice d’équitabilité est indépendant du nombre d’espèces (donc de la richesse). La
plupart des indices courants, comme ceux de Simpson ou de Shannon, évaluent à la fois
la richesse et l’équitabilité
35
IV.3. 8. Les Indices de diversitées alpha.
IV.3.8.1. Indice de diversité de Shannon H’ (1948)
La diversité spécifique peut être définie comme une mesure de la composition en
espèces d'un écosystème, en termes du nombre d'espèces et de leurs abondances
relatives. On mesure la diversité de communautés biologiques dans le but de mettre
cette mesure en relation avec d'autres propriétés de ces communautés, telle la
productivité ou la stabilité, ou encore de la relier à divers descripteurs du milieu auquel
chaque communauté est exposée. Certaines comparaisons avec des variables de
production ou des descripteurs du milieu pourront alors rendre préférable une mesure de
la diversité spécifique basée, non plus sur le nombre d'individus, mais sur la biomasse
ou le poids sec, la productivité, la fécondité ou toute mesure énergétique appropriée
(Legendre & Legendre 1979).
L’indice de diversité de Shannon H' est une mesure de diversité spécifique couramment
employée, en relation avec les fréquences relatives des différentes espèces de
l'échantillon. H’ = 0 quand l'échantillon ne contient qu'une seule espèce (ou une espèce
dominante) et augmente à mesure que s'accroit le nombre d'espèces. Pour un nombre
donné d'espèces, H’ est maximum quand toutes les espèces sont également représentées
dans l'échantillon. Il est sensible aux variations d’importance des espèces les plus rares.
Où S est le nombre d’espèces et pi La fréquence relative de la deuxième espèce.
36
IV.3.8.2. L'’indice d’équitabilité de Piélou
L'’indice d’équitabilité de Piélou J’accompagne souvent l'indice de Shannon. Il permet
de mesurer la répartition des individus au sein des espèces. Compris entre 0 et 1, les
individus sont équi-répartis dans les espèces lorsque sa valeur est égale à 1 (Frontier,
1983).
J’ = H’/H’max
H’max = log S (S= nombre total d’espèces).
L’indice d’équitabilité permet de mesurer la répartition des individus au sein des
espèces, indépendamment de la richesse spécifique. Sa valeur varie de 0 (dominance
d’une des espèces) à 1 (équirépartition des individus dans les espèces) (Dajoz, 2002)
Ces deux indices restent dépendants de la taille des échantillons et dépendant du type
d’habitat. Leur valeur est relativement basse dans les eaux de transition comme les
lagunes, deltas ou estuaires, même lorsqu’ils ne sont pas perturbés. Il reste ainsi difficile
d’en faire un descripteur de l’état d’un milieu à moins de déterminer au préalable des
valeurs seuil pour chaque type d’habitat et pour une surface échantillonnée donnée,
ainsi que l’ont proposé (Simboura et Zenetos 2002) .
IV.3.8.3. L’indice de Simpson
Est essentiellement lié aux variations d‘abondance entre espèces dominantes. La
formule de cet indice est la suivante :
D = Σ Ni (Ni-1)/N (N-1)
Ni : nombre d'individus de l'espèce donnée. N : nombre total d‘ individus.
Cet indice tend vers une valeur de 0 pour indiquer le maximum de diversité, et une
valeur de1 pour indiquer le minimum de diversité
L’équitabilité de Simpson, notée ES est le rapport entre la diversité D et la richesse
spécifique S. Elle varie entre 0 et 1 (RAMADE, 2003) et s‘écrit
ES= (D- 1)/ (S-1)
37
Cet indice aura une valeur de 0 pour indiquer le maximum de diversité, et une valeur de
1 pour indiquer le minimum de diversité. Dans le but d’obtenir des valeurs «plus
intuitives», on peut préférer l'indice de diversité de Simpson représenté par 1-D, le
maximum de diversité étant représenté par la valeur 1, et le minimum de diversité par la
valeur 0 (Schlaepfer, Bütler, 2002).Il faut noter que cet indice de diversité donne plus de
poids aux espèces abondantes qu'aux espèces rares. Le fait d’ajouter des espèces rares à
un échantillon, ne modifie pratiquement pas la valeur de l'indice de diversité.
IV.3.8.4. L’indice de Hill, (Hill, 1973), permet une mesure de l'abondance
proportionnelle associant les indices deShannon- Wiener et de Simpson :
Hill = (1/D)/eH’
1/D : c'est l'inverse de l'indice de Simpson.
e
H’ : c'est l'exponentiel de l'indice de Shannon-Weaver
L'indice de diversité de Hill permet d'obtenir une vue encore plus précise de la diversité
observée. 1/D va permettre la mesure du nombre effectif d'individus très abondants. eH’
va en revanche permettre de mesurer le nombre effectif d'individus abondants mais
surtout des espèces rares.
Plus l'indice de Hill s'approche de la valeur 1, et plus la diversité est faible. Afin de
faciliter l’interprétation, il est alors possible d’utiliser l’indice 1-Hill, où la diversité
maximale sera représentée par la valeur 1, et la diversité minimale par la valeur 0.
C’est l’indice de Hill qui semble le plus pertinent dans la mesure où il intègre les deux
autres indices et permet ainsi des comparaisons de peuplements différents. Toutefois, il
peut être utile d’utiliser les trois indices conjointement afin d’en extraire un maximum
d’informations et de mieux comprendre la structure des communautés.
38
IV.3.9. Indice de diversité bêta
IV.3.9.1. La diversité bêta (diversité-β)
La diversité béta correspond à l’importance du remplacement des espèces, ou des
changements biotiques, le long de gradients environnementaux (Whittaker, 1972). La
diversité béta mesure donc le gradient de changement de la diversité entre différents
habitats, sites ou communautés.
L’intérêt de l’étude de la diversité béta est de compléter l’étude de la diversité alpha
(richesse spécifique et indices de diversité) et de rendre compte de la diversité à
l’échelle d’une région.Ce taux de remplacement peut être calculé de deux façons.
Arbitrairement, en comparant la composition des espèces échantillonnées à deux
points;
En décrivant la distribution des espèces dans chaque zone.
On peut la mesurer de différentes façons, et en particulier par la variance totale de la
communauté observée aux différents sites.
La diversité bêta (variance totale) d’une région peut aussi être estimée à partir d’une
matrice de dissimilarités entre les sites. Au moins onze indices de dissimilarité pour
données quantitatives, ainsi que les indices correspondants pour données binaires,
possèdent les propriétés nécessaires à l’estimation correcte de la diversité bêta.
Le partitionnement de la variation entre deux ou plusieurs groupes de variables
explicatives ; le partitionnement entre différentes échelles spatiales par analyse de
vecteurs propres spatiaux ; et enfin le partitionnement entre différentes échelles par le
variogramme multivariable et l’ordination multi-échelle.
IV.3.9.2. Indice de similitude de Sørensen:
Pour comparer le degré de similarité entre les deux stations du point de vu peuplemente,
nous avons fait appel à l’indice de Sorenson (S) (Magurran, 1988)
Le coefficient de similitude ou coefficient de communauté permet de caractériser,
objectivement et quantitativement, le degré de ressemblance de deux listes d'espèces
39
Où, S1= le nombre total d'espèces enregistrées dans la première communauté
S2= le nombre total d'espèces enregistrées dans la seconde communauté
Et c= le nombre d'espèces communes aux deux communautés.
Les valeurs de cet indice ou coefficient varient entre 0ou 0% et 1 ou 100 %. Lorsque cet
indice tend vers 0 ou 0%, on dit qu’il n’ya pas de similarité entre les peuplements des
deux stations et si il tend vers 1ou 100 % deux peuplements situationnels sont
qualitativement semblables (Lazaro et al., 2005).
IV.3.9.3. Mesure Whittaker (1977)
Où, S= le nombre total d'espèces enregistrées dans les deux communautés
=moyenne du nombre d'espèces trouvées au sein des commaunités.
Les notions originales de Whittaker : le remplacement (turnover) des espèces le long
d’un gradient environnemental, spatial ou temporel et la variation de la composition
spécifique entre communautés, qui diffèrent de la méta-communauté et entre elles.
Whittaker n’envisageait que la présence ou l’absence des espèces, mais leur abondance
peut être prise en compte.
Cette dissimilarité peut être analysée en fonction du gradient de référence. La
dissimilarité entre des paires de communautés présentant la même différence (Whittaker
,1977)
IV.3.9.4. L’indice de similitude de Jaccard ou de similarité évalue la ressemblance entre
deux relevés en faisant le rapport entre les espèces communes aux deux relevés et celles
propres à chaque relevé. Cette analyse permet de rationaliser le classement des relevés
par ordre d‘affinité, afin d‘obtenir une représentation synthétique de l‘organisation.
40
L‘analyse est fondée sur l‘usage d‘un des coefficients de communauté de Jaccard
(RAMADE, 2003).L‘indice de Jaccard est le coefficient d‘association connu pour
étudier la similarité entre les échantillons pour des données binaire, il est calculé par
l‘expression qui suit :
J=c / (a+b+c)
a: nombre d‘espèces présentent uniquement dans le relevé
b: nombre d‘espèces présentent uniquement dans le relevé b
c: nombre d‘espèces communes.
Cet indice varie de 0 à 1 et ne tient compte que des associations positives (YOUNESS
&SAPORTA, 2004).
CHAPITRE V : ex : SUR LA BIODIVERSITE DE LA RESERVE D’EL-MERGUEB
Introduction
Au début des années 1980, de nombreux scientifiques face au rythme sans précédent de
disparition d’espèces lancent le débat sur la biodiversité. A cette époque, ce terme de «
biodiversité » est encore synonyme de diversité des espèces. Progressivement, la
biodiversité ne se limitera plus aux seuls inventaires d’espèces et sera abordée de façon
dynamique et devient « l’ensemble des relations entre toutes les composantes du vivant
qui permet le jeu de l’évoluti
La notion de biodiversité associe aujourd’hui la compréhension des systèmes
écologiques et des systèmes sociauxon »
V.1. Contexte national relatif à la création d’aires protégées
En 1973, l’Algérie ratifie la Convention pour la Protection du Patrimoine Mondial
Culturel et Naturel et par l’Ordonnance 73-38 permet la création de sites UNESCO du
patrimoine mondial et de réserves de biosphère.
En 1982, elle ratifie la Convention de Ramsar relative aux zones humides d’importance
internationale et par le Décret 82-439 permet la création de sites Ramsar. 1 site du
41
patrimoine mondial (Tassili), 6 réserves de biosphère (Tassili, El Kala, Djurdjura,
Chrea, Taza et Gouraya) et 42 sites Ramsar (dont Oglet Ed Daira) ont été classés
depuis lors. C’est avec la loi 83-03 du 05 février 1983 relative à la protection de
l’environnement que naissent les premiers instruments juridiques pour la création de
parcs nationaux et de réserves naturelles.
Cette loi sera complétée par les décrets n° 83-458 fixant le statut type des parcs
nationaux et n° 87-143 du 16 juin 1987 fixant les règles et modalités de classement des
parcs nationaux et réserves naturelles. Avec ces derniers textes, 11 parcs nationaux (Le
Tassili, El Kala, Chrea, Djurdjura, Theniet El Had, Belezma, Gouraya, Taza, Ahaggar,
Tlemcen, Tassili et Djebel Aïssa) et une réserve naturelle (Iles Habibas) ont été classés
La nouvelle loi 2003-10 du 19 juillet 2003 relative à la protection de l’environnement
dans le cadre du développement durable présente dans sa Section 2 la liste des
catégories d’aires protégées.
Les aires protégées comprennent :
Les réserves naturelles intégrales
Les parcs nationaux
Les monuments naturels
Les aires de gestion des habitats ou des espèces
Les paysages terrestres ou marins protégés
Les aires protégées de ressources naturelles gérées
V.2. Localisation et description sommaire du site
Localisé dans la région centrale des Hauts Plateaux, à 55 km au nord de Bou-Saada
(carte 1 avec coordonnées géographiques et réseau routier), sur le plateau du Hodna
divisé par les communes de Aïn El Hadjel, Sidi Hadjeres et Sidi Ameur, le site de
Mergueb représente un écosystème steppique particulier en Algérie et unique en
Afrique du Nord. Plaine comprise entre 550 et 600m d’altitude, avec 3 principaux
42
reliefs en son centre dont le point le plus élevé se situe à 805m, soumise à un climat
aride avec une précipitation moyenne annuelle de 260mm en hiver et au printemps
Figure 9. La localisation géographique d’El Mergueb Extrait de la carte de Biskra au
1/500 000
Le site renferme une faune riche représentée notamment par des espèces menacées de
disparition et classées sur la liste rouge de l’UICN telles l’Outarde Houbara
(Chlamydotis undulata) et la Gazelle de Cuvier (Gazella cuvieri), endémique à
l’Afrique du Nord, et présente une diversité d’espèces végétales autochtones protégées
par la législation algérienne :
une végétation herbacée à base d’Alfa et d’Armoise blanche ;
des forêts galerie de Pistachier de l’Atlas (Pistacia atlantica) entourées de
Jujubier (Zyzyphus lotus) en bordure des talwegs de la partie Ouest du site ;
une zone de relief ornée d’arbustes reliques tels le Rhus tricuspidata , le Lycium
arabicum et l’Olivier sauvage.
43
Figure 10. Chlamydotis undulata
Figure 11. Gazelle de Cuvier sur le site d’El Mergueb.
(Source : Direction générale des forets, Algérie (2002))
V.3. La flore
L'exploration floristique de la région à été entreprise depuis plus d'un siècle:
REBOUD (1867) citait 349 espèces à propos des communautés steppiques du Chott El-
El Hodhna. Récemment, 550 taxons de spermaphytes ont été recensés (KAABECHE,
1990 et 1995a) aussi bien dans les communautés steppiques que dans les communautés
forestière et pré-forestière limitrophes des terres de la réserve.
Selon les travaux plus récents (KAABECHE,1998), l’inventaire des ressources
végétales de la réserve a permis de recenser 211 taxons de spermaphytes
44
V.4. Composition systématique :
Les 211 espèces recensées appartiennent aux 38 familles botaniques, Les familles les
plus représentatives en nombre d’espèces sont les suivantes : Apiaceae (10 espèces),
Asteraceae (30 espèces), Brassiceae (24 espèces), Fabaceae (16 espèces), Poaceae (33
espèces). A elles seules, ces 5 familles représentent 113 espèces soit 53 % de la richesse
floristique de la réserve
V.5. Eléments phytochoriques du territoire de la réserve
L’analyse floristique de la réserve fait ressortir les observations suivantes : si la
composition floristique est très diversifiée, l’élément phytochorique avec 67,7 % est
représentatif d’une grande affinité méditerranéenne de la flore de la réserve (tableau 1).
Tableau 1. Analyse des éléments phytochoriques des parcours de la réserve
Elément phytochorique Effectif %
Méditerranéen 143 67,7
Elément saharien 26 12.3
Elément de liaison saharo-méditerranéenne 17 7.5
Elément eurasiatique 11 5.2
Elément plurirégional
(Paléo-tempéré, Cosmopolite, Circumboréal
15 7.1
La flore d’affinité saharienne avec 12,3 % d’élément saharo-arabique, est faiblement
représentée par contre l’élément représentatif des 2 régions (liaison saharo-arabique et
méditerranéen) avec 7,5 % reste quand même significatif. Signalons que les deux
éléments saharo-arabique et méditerranéens sont représentatifs de l’Empire Holarctis.
Dominée par l’élément méditerranéen, cette analyse précise la relation d’ordre
phytochorique des parcours de la réserve avec les parcours steppiques algéro-oranais
dont elle constitue le maillon oriental et de ce fait le site de la réserve constitue un
excellent « échantillon » représentatif des steppes d’Afrique du Nord.
45
V.6. Endémisme
Le site de la réserve se caractérise par un ensemble de taxons endémiques représentatifs
tant de l'élément méditerranéen (18 endémiques à affinité méditerranéenne) que de
l'élément saharo-arabique (12 endémiques à affinité saharienne). Ces taxons
endémiques présents sur le site de la réserve sont représentés par le tableau 2.
Tableau 2. Les espèces endémiques d’affinité saharienne présente dans la réserve.
Taxon Famille
Anvillear adiata Asteraceae
Atractylis serratuloides Asteraceae
Matricaria pubescens Asteraceae
Scorzonera undulata Asteraceae
Echium trygorrhizum Borraginaceae
Herniaria mauritanica Caryophyllacaeae
Bassiamuricata Chenopodiaceae
Scabiosa arenaria Dipsaceae
Euphorbia guyoniana Euphorbiaceae
Danthonia forskalii Poaceae
Linaria laxiflora Scrofulariaceae
Scrofularia saharae Scrofulariaceae
46
Le taleau(3) suivant présente la liste des espéces endemiques méditerranéenne.
Tableau 3. Les espèces endémiques d’affinité méditerranéenne présente dans la réserve
.
V.7. Formes biologiques
Les « formes biologiques » (ou types biologiques) constituent un élément de référence
qui interviennent dans la définition et la typologie des parcours. Depuis le premier
système de classification, purement descriptif, basé sur l'observation de la capacité d'une
plante à fleurir et fructifier une ou plusieurs années successives, la plupart des auteurs
ont tenté d'intégrer les variables écologiques dans les systèmes de classification
proposés. Alle apparaissent nettement majoritaires avec les pourcentages suivants (:
-Thérophytes 60,6 %
- Chamaephytes 17,0 %
- Hémicryptophytes 13,7 %
- Cryptophytes 04,2 %
- Phanérophytes 04,2 %
Pistacia atlantica Anacardiaceae End.-AFN.
Pituranthos scoparius Apiaceae End. AFN
Centaurea omphalotricha Asteraceae End.-Alg.-Tun.
Centaurea parviflora Asteraceae End.-Alg.-Tun.
Alyssum scutigerum Brassiceae End.-AFN
Didesmus bipinnatus Brassiceae End.-AFN
Enarthrocarpus clavatus Brassiceae End.AFN
Lonchophora capiomontiana Brassiceae End.-AFN
Muricaria prostrata Brassiceae End.-AFN
Psychine stylosa Brassiceae End.-AFN
Silene arenarioides Caryophyllace End.-Alg.
Helianthemum pilosum Cistaceae End.-Alg. Maroc
Ebenus pinnata Fabaceae End.-AFN
Trigonella polycerata Fabaceae End.-Ibéro-Maur.
Thymus hirtus Lamiaceae End.-Ibéro-Maur.
Hypecoum geslini Papaveraceae End.-AFN
Stipa tenacissima Poaceae End.-Ibéro-Maur
Thymelea microphylla Thymelaeaceae End.-AFN
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Ces pourcentages indiquent clairement que 60.6, % c'est-à-dire les ¾ des végétaux
présents dans la réserve sont constitués par des thérophytes et deshémicryptophytes
c'est-àdire des plantes annuelles et bisannuelles. Représentant 75 % de la ressource
pastorale.
Il y a lieu de noter que le territoire de la réserve à fait l’objet d’opérations de
reboisement à base de pin d’Alep (Pinus halepensis) et de cyprès (Cupressus
sempervirens). Le taux de succès de cette opération a été, évidemment, fonction des
conditions stationnelles : ainsi dans les bas-fonds et dépression, les reboisements avec
ces essences sont une réussite et constituent de beaux bosquets
)
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