ECOLOGIE SPATIALE et DYNAMIQUE DES FORETS

La déforestation, une problématique mondiale

              Les forêts tropicales sont considérées comme le premier réservoir mondial de diversité biologique terrestre, aussi bien en ce qui concerne les espèces que les écosystèmes. Elles constituent un habitat important pour les animaux migrateurs et supportent jusqu’à 50% de toutes les espèces présentes sur Terre, ainsi que de nombreuses cultures indigènes diverses et uniques (Butler, 2009). Les forêts tropicales jouent un rôle primordial dans la régulation du climat mondial tout en maintenant des précipitations régulières, et luttant contre les inondations, les sécheresses, et l’érosion. Elles emmagasinent de vastes quantités de carbone, tout en produisant une quantité significative de l’oxygène terrestre (Ciesla 1997 ; Lescuyer et Locatelli, 1999) ; leur importance pour l’écosystème mondial et la vie des hommes est donc fondamentale. Toutefois le recul constant des forêts primaires dans la plupart des pays tropicaux est très préoccupant. Les vastes bandes de forêt qui ont tapissés les terres du globe ont été réduites à quelques fragments dispersés; aujourd’hui, plus des deux tiers des forêts tropicales à travers le monde n’existent que comme des restes fragmentés. Il y a quelques milliers d’années seulement, les forêts tropicales ont couvert jusqu’à 12% des terres de la Terre, soit à peu près 15,5 millions de kilomètres carrés, mais aujourd’hui moins de 5% des terres sont occupées par ces forêts (à peu près 625 millions d’hectares) (Butler, 2009). Entre 1990 et 2005, le monde a perdu 3% de son espace forestier total, ce qui représente une perte moyenne de 0,2 % par an (FAO, 2009). La déforestation peut être definie comme « la conversion de la forêt pour une utilisation différente du terrain ou la réduction à long terme de la canopée arboricole en dessous du seuil minimum de 10% » (FAO, 2000). La déforestation n’arrive pas subitement, mais résulte d’un processus qui passe par des étapes successives de dégradation, et qui finalement va déboucher par une déforestation nette et visible à partir de l’imagerie satellitaire (Kamungandu, 2009). La dégradation des forêts se définit comme les changements au sein des catégories forestières (exemple d’une forêt dense à une forêt claire), qui affectent négativement le peuplement ou le site en abaissant, en particulier, la capacité de production (FAO, 2000). Elle se réfère à la réduction de la capacité d’une forêt de produire des biens et des  services (OIBT, 2002). La capacité comprend le maintien de la structure et des fonctions écosystèmiques (OIBT, 2005). Une forêt dégradée ne fournit donc qu’une quantité limitée de biens et des services et présente une diversité biologique modifiée, avec notamment un appauvrissement de la diversité originelle. Les principales causes de déforestation et de dégradation des forêts tropicales sont multiples (tableau 1), et le plus souvent d’origine anthropique. La déforestation et la dégradation des forêts ont modifié un grand nombre de paysages forestiers tropicaux, a tel point qu’au bas mot, sous les tropiques, on ne trouve plus que 42% du couvert forestier restant (ou 18% du couvert forestier originel) sur de vastes superficies contiguës (Simula, 2009). Au moins 830 millions d’hectares de forets tropicales sont limitées à des blocs fragmentés, dont peut-être 500 millions sont soient des forêts tropicales primaires ou secondaires dégradées et peuvent être considérées comme faisant partie des paysages forestiers modifiés (OIBT, 2005). La fragmentation des habitats a été reconnue comme une menace importante pour les écosystèmes forestiers tropicaux. Elle constitue un aspect de la dégradation des forêts car elle dérive en grande partie des mêmes facteurs (Simula, 2009). La fragmentation se définit comme la subdivision d’un habitat ou d’un type d’occupation des sols par des perturbations naturelles (ex., feux, chablis) ou par des activités humaines (ex. routes, agriculture) (PNUE/CDB/SBSTTA, 2001). La perturbation a été définie comme une fluctuation environnementale et un événement destructeur qui affecte la santé, la structure des forêts, et/ou modifie les ressources ou l’environnement physique à n’importe quelle échelle spatiale ou temporelle (Simula, 2009). Les perturbations sont le moteur de la dynamique du paysage et agissent à toutes les échelles spatiales et temporelles (Bamba, 2010). De ce fait, il est important de les caractériser (tableau 2). La dégradation est généralement causée par des perturbations dont l’ampleur, la sévérité, la qualité, l’origine et la fréquence sont variables (FAO 2006; Schoene et al. 2007). La fragmentation et la dégradation des habitats causées notamment par le déboisement des forêts constituent la principale menace sur la biodiversité. Ainsi, des traités et des conventions internationales relatives à la conservation de la biodiversité et à la protection de l’environnement ont été établies, telles que la Convention de Ramsar sur les zones humides d’importance internationale (1971), la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES en 1973), la Convention de Bonn sur la conservation des espèces migratoires (1979), la Convention sur la Diversité Biologique (en 1992), la Convention-Cadre des Nations unies sur les Changements Climatiques (en 1992). Dans le cadre de l’application de ces conventions, la majorité des pays a pensé que la sécurité de jouissance des forêts et la garantie de l’accès aux ressources forestières constituent des conditions préalables de la gestion durable des forêts. Ainsi, la superficie des forêts possédées et gérées par les communautés a doublé entre 1985 et 2000 dans le monde, atteignant 22% dans les pays en développement (FAO, 2009). Subséquemment, il est constaté un recul de la déforestation mondiale : un peu moins de 13 millions d’hectares de forêts ont été convertis à d’autres utilisations ou détruits par des facteurs naturels chaque année entre 2000 et 2010, contre près de 16 millions d’hectares par an pendant les années 90 La déforestation mondiale, notamment la conversion des forêts tropicales à l’agriculture, a reculé au cours des 10 dernières années, mais elle se poursuit à un rythme alarmant dans de nombreux pays, d’après les résultats de l’Évaluation des ressources forestières mondiales 2010 (FAO, 2010).

Notion d’indices de structure spatiale de paysage

             La nécessité d’utiliser plusieurs indices pour caractériser la structure spatiale d’un paysage semble logique et beaucoup d’indices sont à la disposition des écologues pour cet objectif (Bogaert et Mahamane, 2005). Ces mesures sont souvent un indicateur de l’impact humain sur la morphologie du paysage (Krummel et al., 1987 ; Burel et Baudry, 2003). Puisque aucune mesure ne peut résumer à elle seule toute la complexité de l’arrangement spatial des taches, un ensemble de mesures doit généralement être effectué (Dale et al., 1994 ; Bogaert et Mahamane, 2005) ; cette idée est à la base de l’existence d’une abondance d’indices. La structure du paysage peut être mesurée soit en utilisant les statistiques et s’exprimer en termes d’unités de paysage (taille, forme, abondance, dispersion des taches) soit être traduite par le rapport spatial entre les taches d’un paysage et la matrice de ce même paysage (Ripple et al., 1991 ; Farina, 2000 ; Bogaert et Mahamane, 2005). D’autres subdivisions séparent les mesures de configuration (mesurant la géométrie des taches et leur répartition spatiale) des mesures de la composition de paysage (proportion, richesse, équitabilité, dominance) (McGarigal et Marks, 1995 ; Gustafson, 1998; Botequilha Leitão et Ahern, 2002 ; Bogaert et Mahamane, 2005). Les mesures de composition et de configuration sont des outils qui caractérisent les propriétés géométriques et spatiales d’une tache, ou d’une mosaïque de taches (Fortin, 1999). Il est également important d’établir la différence de ces mesures avec les statistiques spatiales (Botequilha Leitão et Ahern, 2002). Les statistiques spatiales sont des outils qui estiment la structure spatiale sans considérer des zones homogènes (taches) (Bogaert et Mahamane, 2005). Les mesures de configuration et de composition doivent également être distinguées des « mesures de changement » qui elles décrivent, l’information qui concerne les changements au cours du temps d’une mosaïque paysagère (Botequilha Leitão et Ahern, 2002; Bogaert et Mahamane, 2005).

Quantification de la fragmentation

                 Le phénomène de la fragmentation peut être caractérisé par des indices qui peuvent être regroupés en deux catégories : les indices de composition et les indices de la configuration. Les indices de composition décrivent les caractéristiques de base de la fragmentation. Les deux indices fondamentaux pour quantifier la fragmentation sont le nombre de taches et l’aire des taches (Turner et al., 1989 ; McGarigal et al., 2002). Une diversité d’indices a été formulée à partir de ces deux paramètres, à titre d’exemple : l’indice de la plus grande tache (LPI) (With et King, 1999), de l’indice de la densité des taches (PD) (Saura et Martinez-Millan, 2001), etc. Les indices de configuration mesurent le degré de connectivité (Tischendorf et Fahring, 2000) ou, réciproquement, d’isolement (Moilanen et Hanski, 2001) entre et parmi les taches sur un paysage. Ils sont ainsi liés à l’hétérogénéité du paysage et au degré d’artificialisation de la parcelle étudiée et donnent une mesure de la complexité des taches. La complexité est équivalente au degré de détail qu’un système montre à des échelles de plus en plus petites, au degré de régularité qui se manifeste dans un système et à la diversité déployée par les différents niveaux d’un système structuré d’une façon hiérarchique (Ducrot, 2005). Parmi la large gamme d’indices de configuration, on peut citer l’indice de forme (SI) (Schumaker, 1996), l’indice de proximité (PX) (Gustafson et Parker, 1992 ; Hargis et al., 1998), la dimension fractale (D) (Hargis et al., 1998), l’indice de connectivité (Si) (Vos et al., 2001 ;Moilanen et Hanski, 2001), etc. Par ailleurs, il est à noter que différents degrés ou types de fragmentation auront des effets distincts, conduisant à la surabondance d’indice et suscitant de nombreuses discussions sur la quantification de la fragmentation au fil des ans (Bogaert, 2003). En effet, la fragmentation produit plusieurs changements quantifiables au niveau du paysage: réduction de l’habitat, augmentation de la lisière, réduction de la zone intérieure, isolation des taches, augmentation du nombre de taches (Davidson, 1998). La plupart de ces changements peuvent être évaluées séparément. Cependant, il n’existe pas de mesure unique qui capture tous ses aspects (Baskent et la Jordanie 1995), même si une seule mesure est souvent utilisée à tort comme une mesure globale (Davidson, 1998). Face à cette situation, deux approches peuvent être utilisées (Bogaert, 2003). La première consiste à sélectionner l’aspect de fragmentation le plus concerné par la recherche, par exemple, l’aire des taches (Robinson et al., 1992). Toutefois, il convient de noter que l’interprétation d’une mesure mono facteur a été décrit comme «délicat» (Davidson, 1998) ; la longueur du périmètre, l’aire des taches, l’aire de l’intérieure, l’isolation et d’autres indicateurs de la fragmentation interagissent et peuvent changer de façon contradictoire. La seconde approche pour la quantification de la fragmentation est d’utiliser plusieurs mesures, parce qu’aucun indice ne peut saisir toute la complexité de la configuration spatiale des taches (Dale et al., 1994). L’utilisation de multiples mesures requiert « un équilibrage » entre les mesures, souvent dans des unités différentes. Une solution possible consiste à combiner plusieurs mesures comme un vecteur dans un hyperespace (Sharpe et al. 1982, Bogaert et al., 2000).

Analyse et traitement numérique d’image

            La plupart des données de télédétection étant enregistrées en format numérique, presque toutes les interprétations et analyses d’images requièrent une partie de traitement numérique (Campbell, 2006 ; Lillesand et al., 2008). Ce traitement numérique des images peut recourir à divers procédés dont le prétraitement, le rehaussement de l’image, la transformation de l’image, la classification et l’analyse de l’image. Les opérations de prétraitement ou restauration ou rectification d’image, servent à corriger les déformations géométriques et radiométriques des plates-formes et des capteurs spécifiques (Bonn et Rochon, 1992). Les corrections radiométriques sont nécessaires à cause des variations dans l’illumination et dans la géométrie de visée d’une scène, des conditions atmosphériques, du bruit et de la réponse du capteur (Yuan et Elvidge, 1996). Toutes les images de télédétection sont sujettes à des déformations géométriques (Stow et Chen, 2002) qui peuvent être causées par le mouvement du système de balayage et de la plate-forme, l’orientation et la vitesse de celle-ci, l’altitude, le relief, la courbure et la rotation de la Terre, etc. Les corrections géométriques ont pour but d’atténuer ces distorsions afin de rapprocher le plus possible l’image de la réalité. Ici également, une modélisation du mouvement de la plate-forme, du capteur et la relation géométrique entre la plate-forme et la Terre, peut corriger ce type de déformation (Kardoulas et al., 1996). Il est souvent nécessaire d’effectuer en plus, des correspondances géométriques de l’image avec un système de coordonnées au sol (Jensen, 1996). La diffusion du rayonnement peut diminuer une partie de l’énergie illuminant la Terre (Liou, 2002). De plus, l’atmosphère atténuera aussi le signal se propageant de la cible au capteur. Plusieurs méthodes de corrections atmosphériques peuvent être utilisées, allant de modèles très détaillés des conditions atmosphériques au moment de l’acquisition des données (Caselles et al., 1997 ; Jacob, 1999), jusqu’à un simple calcul basé sur les données de l’image. La correction est appliquée en soustrayant la valeur minimale observée, de tous les pixels dans chaque bande (Helder et al., 1997 ; Jensen, 2007). Puisque la diffusion dépend de la longueur d’onde, la valeur minimale variera d’une bande à l’autre. Cette méthode est fondée sur la supposition que la réflexion de ces éléments est très petite, voire nulle si l’atmosphère est claire (Barima, 2009). En outre, le rehaussement des images facilite l’interprétation visuelle et la compréhension des images car il peut s’avérer que malgré les corrections décrites cidessus, l’image ne soit pas excellente pour l’interprétation visuelle (Schowengerdt, 2007). En effet, la variation dans la réponse spectrale des différents types de cibles tels que la forêt, la savane, l’eau, etc. rend presque impossible l’application d’une correction radiométrique globale qui permettra maximiser le contraste et les niveaux d’intensité de chacune des cibles (Barima, 2009). Il est donc nécessaire de réaliser un rehaussement des contrastes c’est-à-dire un ajustement des tons en fonction de l’utilisation et de l’état de chacune des images (Schowengerdt, 2007). Plusieurs méthodes de rehaussement existent et sont basées sur le concept des histogrammes dont le rehaussement linéaire et les filtres spatiaux des images (Jensen, 1996 ; Lillesand et al., 2008).

Table des matières

1. INTRODUCTION GENERALE
1.1. Contexte de l’étude
1.1.1. La déforestation, une problématique mondiale
1.1.2. Madagascar, un pays hotspot
1.1.3. La dégradation de la forêt de tapia
1.2. Problématique et objectifs
1.2.1. Problématique
1.2.2. Objectifs
1.2.3. Hypothèses
1.3. Structure de la thèse
2. ETAT DES CONNAISSANCES
2.1. Milieu d’étude : Arivonimamo II
2.1.1. Cadre physique
2.1.1.1. Situation géographique
2.1.1.1. Climat
2.1.1.2. Relief
2.1.1.3. Hydrologie
2.1.1.4. Pédologie
2.1.1.5. Flore et végétation
2.1.1.6. Faune
2.1.2. Cadre économique et socioculturel
2.1.2.1. Démographie de la zone
2.1.2.2. Activités socio-économiques
2.2. La forêt de tapia, écosystème endémique de Madagascar
2.2.1. Introduction
2.2.2. Localisation des forêts de tapia
2.2.3. Ecologie de la forêt de tapia
2.2.4. Multifonctionnalité de la forêt de tapia
2.2.5. Facteurs de transformation et de dégradation
2.2.6. Gestion communautaire de la forêt de tapia
2.2.7. Conclusion
2.3. Le ver à soie, Borocera cajani
2.3.1. Biologie
2.3.2. Plantes nourricières
2.3.3. Intérêts
2.4. L’écologie du paysage
2.4.1. Définition et concepts
2.4.2. Eléments du paysage
2.4.3. Echelle spatiale
2.4.4. Configuration de paysage
2.4.5. Notion d’indices de structure spatiale de paysage
2.4.6. Analyse de la dynamique paysagère
2.4.7. Fragmentation forestière
2.4.8. Quantification de la fragmentation
2.5. La télédétection, outil d’analyse du paysage
2.5.1. Définition
2.5.2. Signature spectrale
2.5.3. Résolution
2.5.4. Analyse et traitement numérique d’image
2.5.6. Classification des images
3. METHODOLOGIE GENERALE
3.1. Discussion méthodologique
3.2. Approche méthodologique
3.2.1. Choix de la zone d’étude
3.2.2. Récolte des données
3.2.2.1. Investigation bibliographique
3.2.2.2. Etude cartographique
3.2.2.3. Inventaire forestier
3.2.4. Traitement de données.
3.2.4.1. Analyse sylvicole
3.2.4.2. Ecologie du paysage
3.3. Contraintes et limites
4. IDENTIFICATION DES INDICATEURS DE DEGRADATION DE LA FORET DE TAPIA (Uapaca bojeri) PAR UNE ANALYSE SYLVICOLE
4.1. Introduction
4.2. Matériels et méthode
4.2.1. Milieu d’étude
4.2.2. Récolte des données
4.2.4. Traitement des données
4.3. Résultats
4.3.1. Strate arborée
4.3.2. Sous-bois
4.4. Discussion
4.5. Conclusion
5. ANALYSE DES FACTEURS ANTHROPIQUES DE DEGRADATION DE LA FORET DE TAPIA (Uapaca bojeri) D’ARIVONIMAMO (MADAGASCAR)
5.1. Introduction
5.2. Matériels et méthodes
5.2.1. Milieu d’étude
5.2.2. Méthodologie
5.3. Résultats
5.3.1. Fréquence des types de dégradation
5.3.2. Etude de la structure spatiale
5.3.3. Etude de la synergie
5.4. Discussion
5.5. Conclusion
6. DESINTEGRATION STRUCTURELLE LA FORÊT DE TAPIA (Uapaca bojeri) D’ARIVONIMAMO (MADAGASCAR) ENTRE 2005 et 2009
6.1. Introduction
6.2. Matériels et méthodes
6.2.1. Milieu d’étude
6.2.2. Etude cartographique
6.2.3. Analyse de la dynamique du paysage
6.3. Résultats
6.3.1. Séparation des trois espèces arborescentes
6.3.2. Classifications
6.3.3. Analyse de la dynamique du paysage
6.4. Discussion
6.5. Conclusion
7. MODELISATION DE LA DYNAMIQUE DU PAYSAGE FORESTIER DANS LA ZONE D’ARIVONIMAMO II, MADAGASCAR
7.1. Introduction
7.2. Matériels et méthodes
7.2.1. Traitement des images satellitaires
7.2.3. Processus de transformation spatiale
7.2.4. Modélisation de la dynamique du paysage
7.3. Résultat
7.3.1. Composition du paysage
7.3.2. Dynamique du paysage
7.3.3. Modélisation de la dynamique du paysage
7.4. Discussion
7.5. Conclusion
8. DISCUSSION GENERALE et RECOMMANDATIONS
8.1. Discussion générale
8.1.1. Vérification des hypothèses
8.1.2. Indicateurs de dégradation des forêts
8.1.3. Télédétection : non-séparation des espèces
8.1.4. Processus de transformation spatiale
8.1.5. Dégradation de la forêt de tapia et les vers à soie Borocera cajani
8.1.6. Impact du transfert de gestion de la forêt
8.2. Recommandations
8.2.1. Sur le plan écologique
8.2.2. Sur le plan socio-économique
8.2.3. Sur le plan juridico-institutionnel
9. CONCLUSION GENERALE
10. REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
11. ANNEXES

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