Anthropisation du trait de côte de l’île de Mayotte et ... · Anthropisation du trait de côte...

-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.



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.



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



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.



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).



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.,



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).



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



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).



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



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.



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.



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



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



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



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.



(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



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).



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).



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



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



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



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



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



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,



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.



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



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).



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



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 Perturbés


Sites Perturbés




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.


Absence de Mangrove

Sites Perturbés



Absence de Mangrove



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



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



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



(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



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.



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).



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.



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



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.



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

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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



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



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



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.



• Légende des symboles présents dans les cartes :

• Sites Non-Perturbés :

- Tanaraki

- Saziley



- Bandrélé

- Dzoumogné



• Sites Perturbés :

- Sada

- Mtsangamouji



- Tsoundzou

- Majicavo

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