1

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).

2

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.

3

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.

4

- 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

5

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

6

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

7

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).

8

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) :

9

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

10

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.

11

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..

12

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.

13

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

14

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

15

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.

16

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.

17

Figure 2. Les indicateurs dès les airs protégés marines

18

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.

19

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.

20

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

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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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