État de l’art sur la modélisation des analyses spatiales des habitats des espèces piscicoles dans les cours d’eau.

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Fragmentations et hétérogénéité

La fragmentation des habitats a pour conséquences, à l’échelle de l’écosystème, de diminuer  fortement la richesse spécifique et la surface en habitats favorables (Tournant, 2013). Les effets de la fragmentation sur la structuration des populations dépendent de la capacité des organismes à se maintenir au sein d’un habitat fragmenté et à se déplacer à travers le territoire (With, et al., 1995). Ainsi, en augmentant la distance entre les patchs d’habitat, la fragmentation affecte directement le comportement de dispersion des organismes (Hanski, et al., 1997). Le maintien des populations dans un paysage fragmenté est donc dépendant de la colonisation des patchs d’habitat.

Vers l’émergence d’une nouvelle discipline, l’écologie du paysage fluvial

La vision d’un paysage reste très subjective en fonction de son observateur. Il en est de même pour les cours d’eau. Aujourd’hui, les rivières peuvent être considérées comme un environnement hétérogène, avec ses éléments terrestres et aquatiques, tel qu’un observateur peut le percevoir du bord de la rive : chenal, annexes hydrauliques, bras morts, bancs de sable … (Wiens, 2002). Plus généralement, les cours d’eau sont dépendants de la force physique qu’exerce le flux d’eau.
En milieu terrestre, cela pourrait se traduire par l’apparition de vent violent.
Les régimes de perturbations ne sont pas les mêmes pour l’écologie du paysage que pour l’écologie du paysage fluvial.
La proposition de Poole (2002) est ici modifiée en ajoutant aux perturbations climatiques, les perturbations anthropiques, et en indiquant par des flèches de tailles différentes l’intensité des influences réciproques actuelles (Le Pichon, 2006).
Cependant, les concepts clefs de l’écologie du paysage comme la dynamique des patchs doivent s’appliquer avec recul à l’écologie du paysage fluvial. Les particularités de la faune aquatique, comme la mobilité des organismes et l’utilisation complexe de la ressource, doivent être approchées différemment.

Synthèse des différents concepts de base

Comme vu précédemment, les écosystèmes aquatiques sont des milieux très complexes avec de nombreuses interactions (amont/aval et transversales). En effet, un cours d’eau est hiérarchisé en différentes échelles spatiales (Chandesris, et al., 2008). Cela lui confère donc une possibilité de transfert des organismes et des matières tout en créant de multiples liens au sein de la rivière. Ces liens sont régis par ce que l’on appelle la connectivité qui permet le passage ou non des organismes et de la matière (Le Pichon, 2006). Il est donc important de réussir à modéliser cette connectivité au sein des cours d’eau afin de comprendre au mieux les relations entre espèces et milieu.
De nos jours, la modélisation est de plus en plus utilisée en écologie et s’est fortement développée (Souchon, et al., 1989). Pour autant, cela reste laborieux de modéliser les interactions qui existent entre un cours d’eau et son environnement, et plus précisément les liens existants au sein même des cours d’eau, entre organismes et milieux.

État de l’art sur la modélisation des analyses spatiales des habitats des espèces piscicoles dans les cours d’eau.

Les approches de modélisation biologique des habitats piscicoles sont relativement bien développées en France (Souchon, et al., 1989). De nombreux logiciels prédictifs ont été développés avec la méthode des microhabitats : le logiciel EVHA (Evaluation de l’Habitat physique des poissons) développé par le CEMAGREF, le modèle ESTIMHAB (ESTIMation des HABitats), dit de « seconde génération », afin de simplifier les démarches d’acquisition de données et d’utilisation du modèle développé par l’Institut de recherche et enfin, le projet ESTIMKART 2.0 (Lamouroux, et al., 2010) initié par l’ONEMA, l’Agence de l’eau Rhône-Méditerranée-Corse et l’IRSTEA. Ces derniers permettent de déterminer un débit minimal pour estimer les impacts de la gestion des débits sur les espèces piscicoles (Lamouroux, et al., 1999).
Les travaux existants sur la modélisation de l’habitat des espèces piscicoles se focalisent sur la détermination d’un débit minimal, dans un contexte hydromorphologique donné, au-dessous duquel la survie des populations de poissons est menacée. Les recherches ont cependant abouti sur un modèle permettant d’analyser la qualité de la structure spatiale des habitats en rivières qui sera détaillé dans le chapitre suivant.

Le logiciel ANAQUALAND

La restauration et la gestion de l’habitat physique des cours d’eau souffrent d’un manque de méthodes d’évaluation de sa qualité. La structure spatiale des habitats aquatiques, qui joue un rôle fondamental dans le maintien des populations piscicoles, est rarement considérée dans les actions de restauration d’habitats (Le Pichon, et al., 2007).
Face au manque de méthodes opérationnelles, disponibles pour quantifier la structure spatiale des habitats des poissons et établir un diagnostic préalable à une restauration, un travail sur le logiciel ANAQUALAND a été engagé par Le Pichon en 2006.
Ce travail a consisté à développer une approche « paysage aquatique », couplant les concepts de l’écologie du paysage et de l’écologie des cours d’eau, et permettant de quantifier la structure spatiale des habitats des poissons par diverses métriques et méthodes d’analyse spatiale (Le Pichon, et al., 2007).
La démarche suivie dans cette approche consiste à représenter les habitats des poissons, à adapter des méthodes et outils d’analyse spatiale aux particularités des milieux fluviaux, à tester leurs capacités à détecter l’effet des aménagements et à expliquer la distribution des poissons (Le Pichon, et al., 2006a). Les différents concepts et la méthodologie du modèle sont présentés par la suite.

Habitats vitaux et connectivité

Les aménagements des cours d’eau entraînent l’altération et la fragmentation des habitats d’eaux courantes. Or, les espèces piscicoles nécessitent pour accomplir leur cycle de vie, différents types d’habitats connectés entre eux. La connectivité de ces habitats est influencée par leur structure spatiale, mais aussi la composition du paysage entre les différentes taches d’habitats. Elle peut être mesurée empiriquement ou par modélisation (Le Pichon, et al., 2007).

La cartographie des habitats vitaux des poissons à l’aide de l’outil SIG

Sur la base de mesures de terrain et d’exploitation d’images aériennes, des paramètres pertinents pour définir les habitats piscicoles sont renseignés et stockés dans des couches d’un système d’information géographique (SIG). Les cartographies des habitats ressources sont ensuite générées à partir de ces couches combinées à l’aide des préférences d’habitats des espèces considérées (Faure, et al., 2007). (Annexe 3).

Les variables à implémenter dans le modèle

Les variables exploitées dans ce modèle sont de deux types : environnementale et anthropique. Le couplage de ces variables permet de mieux refléter les facteurs de déplacement des organismes. Parmi ces variables, deux sous-groupes peuvent être distingués, les variables entrant dans le calcul direct du taux de connectivité et les variables « optionnelles » qui seront utilisées le cas échéant, pour extrapoler des données nécessaires aux calculs en cas de non-acquisition d’élément suffisant pour implémenter le modèle.

Les variables de sectorisation du réseau hydrographique

Afin de pouvoir fonctionner, il est nécessaire de réaliser une sectorisation du réseau hydrographique étudié en tronçon homogène. Un cours d’eau peut être divisé en tronçon dont les limites seront établies sur la base de paramètres géologiques, géomorphologiques, hydrologiques ou tout autres se traduisant par de nettes modifications de la morphologie générale de la rivière ou de sa vallée (Malavoi, 1989).
Par conséquent, les variables de sectorisation utilisées dans l’implémentation de ce modèle sont énumérées et présentées dans les chapitres suivants.

La biotypologie de Verneaux

La méthodologie développée par Verneaux vise à estimer la position théorique d’un tronçon par rapport à un cours d’eau « de référence », à l’aide de descripteurs synthétiques (Verneaux, 1973). Ainsi une classification en 10 biocénotypes a été créée (de B0 à B9) en utilisant les traits écologiques généraux suivants : préférendum typologique (tp) et amplitude écologique (ta), pour chaque espèce.
Dans cette formule, le facteur thermique joue un rôle important dans la définition d’une biotypologie théorique. La température est donc le paramètre qui conditionne le plus la répartition des espèces aquatiques dans les écosystèmes d’eau douce (Verneaux, 1973). Cette importance a aussi été remarquée dans les autres typologies de Levins, 1966 et Vannote et al. 1980.
La biotypologie de Verneaux sera utilisée pour sectoriser en tronçon homogène le cours d’eau. En effet, c’est un facteur prépondérant dans la répartition des espèces au sein d’un milieu. Cela conditionne les déplacements des organismes et donc influence la connectivité des écosystèmes aquatique. Le calcul du niveau typologique théorique a été classé en quatre classes (allant de 0 à 3). Cela permet de garder une logique de calcul lors des opérations, afin de ne pas augmenter le taux de résistance théorique (RT). En effet, la truite fario, espèce cible dans ce modèle, à un préférendum (tp) allant du niveau B4 au niveau B5 et une amplitude théorique de 7 (allant de B1 à B7) (Verneaux, 1977). Cela donne les classes suivantes pour la truite fario :
– Les niveaux B4-B5 seront classés 0 car ces niveaux n’auront pas d’influences négatives sur la répartition de l’espèce, étant donné qu’ils correspondent au préférendun écologique de l’espèce.
– Les niveaux B2-B3-B6 seront classés 1.
– Les niveaux B1-B7 seront classés 2.
– Les niveaux B0-B8-B9 seront classés 3 car ce sont les niveaux les plus éloignés dans l’amplitude théorique de la truite fario d’après les travaux de J. Verneaux en 1976.

Table des matières

Introduction
1re partie : Contexte de l’étude & notions de base
1.1 Contexte de l’étude
1.2 Concepts et notions de base
1.3 Trame verte & bleue
1.4 La modélisation en écologie
1.5 Synthèse des différents concepts de base
2e partie : État de l’art
2.1 État de l’art sur la modélisation des analyses spatiales des habitats des espèces piscicoles dans les cours d’eau.
2.2 Le logiciel ANAQUALAND
2.3 Synthèse de l’état de l’art
3e partie : Présentation du modèle conceptuel
3.1 Principes du modèle
3.2 Les variables à implémenter dans le modèle
3.3 Synthèse des variables
3.4 Les opérations de calculs
3.5 Le modèle conceptuel
4e partie : Exemple d’application
4.1 Données utilisées pour l’expérimentation
4.2 Modélisation du taux de connectivité théorique
4.3 Discussion
Conclusion
Bibliographie .

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