MERI-LL
Télécharger le fichier pdf d’un mémoire de fin d’études
Les oiseaux face aux changements agricoles : l’hiver une saison clé
Les tendances des espèces s’expliquent par la combinaison de plusieurs paramètres démographiques clés des populations : taux de survie, taux de reproduction, dispersion et recrutement. Autrement dit, un changement dans l’écosystème peut jouer de façon directe ou indirecte sur ces paramètres et finalement impacter les effectifs locaux des populations, de façon positive ou négative. Par exemple, l’épandage d’insecticides peut avoir un effet indirect : en saison de reproduction la quantité d’arthropodes dans le milieu sera réduite, ce qui aura pour conséquence de diminuer l’apport de proies aux oisillons et donc de réduire le succès reproducteur (jeunes moins nourris, nombres de jeunes à l’envol diminué), comme ce fut par exemple montré chez le Bruant jaune (Emberiza citrinella) (Hart et al., 2006; Morris et al., 2005). Mais ces insecticides peuvent également avoir un effet direct en empoisonnant les oiseaux (Goulson, 2013), comme ce fut démontré chez la Perdrix rouge (Alectoris rufa) (Lopez-Antia et al., 2013). Les intrants tels que des fertilisants ou des herbicides peuvent totalement changer la banque de graines du sol, et donc le régime alimentaire des espèces et les apports énergétiques induits. C’est ce qui pourrait expliquer le déclin extrêmement marqué en Europe de la Linotte mélodieuse (Linaria cannabina) dont le régime alimentaire en saison de reproduction, autrefois dominé par le pissenlit, est maintenant dominé par le colza (Moorcroft et al., 2006). De même, la stratégie de nidification en paysage agricole peut être impactée par les pratiques (Bas et al., 2009), les espèces nichant au sol ayant un succès reproducteur réduit dans un paysage agricole intensif : destruction de nids par les machines ou le bétail (Sabatier et al., 2015), tandis que les espèces nichant dans les haies seront dépendantes des éléments semi-naturels du paysage (l’absence d’élément boisé ne permettant pas la reproduction) (Bas et al., 2009).
L’intensification agricole peut donc fortement modifier les démographies des oiseaux spécialistes des milieux agricoles (Donald et al., 2006, 2001a; Fuller et al., 1995; Robinson et al., 2005), mais aussi de tout oiseau dépendant à un moment donné de ces milieux (Hole et al., 2002), puisque les oiseaux peuvent bouger entre habitats selon leurs besoins et les saisons (Robinson and Sutherland, 1999). Tandis que de nombreuses études se sont essentiellement concentrées sur ce qui se passait en période de reproduction (Bas et al., 2009; Chiron et al., 2014; Donald et al., 2002; Doxa et al., 2010; Hart et al., 2006; Herkert et al., 2003; Teillard et al., 2014), celles avec un focus sur l’hiver sont moins nombreuses mais montrent aussi que l’intensité des pratiques agricoles est corrélée avec une diminution des populations d’oiseaux (Geiger et al., 2010). Cependant, le déclin de nombreuses espèces associées au milieu agricole ne peut s’expliquer uniquement par leur survie en reproduction et leur production de jeunes (Siriwardena et al., 2000, 1998). La survie hivernale peut être mise en cause (Siriwardena and Stevens, 2004). En effet, l’hiver est une saison particulièrement difficile pour la plupart des passereaux (Siriwardena et al., 2008) au cours de laquelle de fortes contraintes énergétiques pèsent sur eux, nécessaires à la thermorégulation (Spencer, 1982) . Pour y répondre, ils ont parfois besoin de se nourrir de façon quasi-continue (Bryant, 1997; Godfrey and Bryant, 2000; Lehikoinen, 1987).
Comme les milieux agricoles sont l’une des sources majoritaires de graines (Robinson et al., 2001), les pratiques agricoles qui impactent la disponibilité de ces ressources doivent avoir une répercussion sur la survie des oiseaux. Précisons que les milieux agricoles riches en graines n’attirent pas uniquement des espèces d’oiseaux agricoles granivores stricts, mais également des espèces qui se nourrissent de graines en hiver seulement (Butler et al., 2010; Robinson et al., 2001) comme les mésanges, insectivores en saison de reproduction, ou encore le Merle noir (Turdus merula), les grives ou l’Accenteur mouchet (Prunella modularis) également connus pour ingérer des graines en hiver (BWPI, 2006; Cramp, 1998). Comme les oiseaux sont reconnus pour se mouvoir librement entre les habitats (prospection alimentaire) (Chamberlain et al., 2007; Goławski and Dombrowski, 2011), les oiseaux non spécialistes de l’agricole dépendent aussi de ces graines : c’est ce que suggère fortement le placement sur la Liste Rouge française UICN/MNHN du Bouvreuil pivoine (Pyrrhula pyrrhula), du Bruant jaune, du Chardonneret élégant (Carduelis carduelis), de la Linotte mélodieuse ou encore du Verdier d’Europe (Chloris chloris), qui se voient ainsi à présent classés comme « Vulnérable » à l’extinction selon les critères de l’UICN (UICN, 2016). De nombreuses études (Evans et al., 2004; Hancock and Wilson, 2003; Hole et al., 2002; Peach et al., 1999; Siriwardena et al., 1998) ont ainsi suspecté que la survie hivernale chute du fait de la diminution de la disponibilité en graines (Newton, 2004; Robinson and Sutherland, 2002, 1999; Wilson et al., 2009) (Figure 4).
Les techniques de labour ainsi que l’amélioration des systèmes de récoltes (Cunningham et al., 2005; Hancock et al., 2016; Ruisi et al., 2015) et de stockage (silos à grain) ont mené à une forte diminution des quantités de graines disponibles dans les chaumes (Evans et al., 2004; Newton, 2004). L’utilisation accrue d’herbicides pour contrôler les adventices des cultures, associée aux cultures génétiquement modifiées, est aussi responsable de cette diminution de ressources (Gibbons et al., 2006) pour nombre de granivores (Wilson et al., 1996). L’apport énergétique des graines d’adventices est aussi diminué dans de telles conditions (Gibbons et al., 2006). Les herbicides ont donc un effet immédiat sur la quantité et la qualité de ressources disponibles, mais aussi à plus long terme en empêchant le renouvellement de la banque de graines (Robinson et al., 2004). Hors, ce renouvellement est essentiel au cours d’un hiver pour répondre aux besoins énergétiques en fin de saison (Siriwardena et al., 2006), une déplétion naturelle existant : graines consommées par les oiseaux ou d’autres organismes, ou tout simplement détruite par les intempéries (Robinson and Sutherland, 1999).
Cependant, l’un des changements les plus notables fut certainement le bouleversement du système de rotation de cultures (Donald and Vickery, 2000), qui est reconnu pour avoir modifier la diversité (Murphy et al., 2006; Ruisi et al., 2015) et la densité (Buchanan et al., 2016) de la banque de graines du sol. De plus, le passage des semis de printemps aux semis d’hiver a conduit à la disparition des chaumes et diminué considérablement la quantité d’habitats riches en graines en hiver (Newton, 2004). Les chaumes ont pourtant toujours été considérés comme essentiels au maintien de nombreuses espèces (Hancock et al., 2009; Moorcroft et al., 2002) puisque c’étaient des patchs riches en graines qui subsistaient (rétention de graines) au cours de la saison froide (Evans et al., 2004; Peach et al., 2001). Simon Gillings et ses collaborateurs, à travers de nombreuses études, ont montré que des patchs hivernaux de chaumes de céréales (Gillings et al., 2008, 2005; Gillings and Fuller, 2001) permettent le maintien, voire même tendent à inverser le déclin de certaines espèces. Notamment, le maintien de 10 à 20 hectares de chaumes par kilomètre carré permettrait, d’après l’étude de 2005, d’inverser le déclin des populations de l’Alouette des champs (Alauda arvensis) et du Bruant jaune au Royaume-Uni. D’ailleurs, la fin récente des mesures agro-environnementales de « mise en jachères » (aussi appelée « gel des terres ») eut également un lourd coût pour ces oiseaux agricoles (Gillings et al., 2010; Levin and Jepsen, 2010). Dès 2008, plus de 20% des anciennes parcelles en jachères furent remises en cultures (Levin and Jepsen, 2010). Il fut estimé après coup que cette petite proportion de récoltes gelées concernait finalement plus de 6.4 millions d’hectares à travers l’Europe (Wilson et al., 2009). Et même s’il semblait que ce n’était pas suffisant pour enrayer et inverser les déclins, ce n’est qu’une fois cette mesure arrêtée qu’une méta-analyse au Royaume-Uni a montré, en reprenant les données de plus de 30 études, que la fin des mesures de gel des terres avait eu un impact très lourd : plus de 72% des sites agricoles ne présentaient plus de patchs de chaumes en fin d’hiver, alors que la méta-analyse estimait que jusqu’à 50% des populations d’oiseaux granivores agricoles dépendaient de ces zones (Gillings et al., 2010). Il est également à noter que depuis 2013, la Politique Agricole Commune (PAC) de l’Union Européenne (UE) oblige en certaines zones vulnérables à l’implantation d’un Couvert Intermédiaire Piège à Nitrate (CIPAN) dans le cadre de la Directive Nitrate (91/1676/CEE) après la récolte des cultures d’été afin de limiter le lessivage des nitrates et lutter contre l’érosion des sols, ce qui se traduit par un couvert végétal semé en automne. Cependant, ces couverts végétaux (comme la moutarde) peuvent diminuer l’accès physique aux graines disponibles par les oiseaux en raison de leur densité ou hauteur (Buckingham et al., 2011; McCracken and Tallowin, 2004), tout en impliquant la disparition des chaumes qui leurs sont pourtant clairement préférés (Goławski et al., 2013; Kasprzykowski and Goławski, 2012).
Pour répondre à cette diminution de la quantité de graines, la Politique Agricole Commune (PAC) de l’UE a mis en place différentes mesures agro-environnementales (MAE), dans le but d’augmenter les ressources alimentaires au cours de l’hiver pour limiter le déclin des populations d’oiseaux agricoles (Robinson et al., 2004; Stoate et al., 2004, 2003). Certaines incitent à laisser des zones d’habitats riches en graines pour remplacer la disparition des jachères évoquée ci-dessus. D’autre mesures peuvent promouvoir la plantation de bandes herbeuses en bordure de parcelle avec des mélanges de graines particuliers ou bien des marges laissées en friches avec peu ou aucune intervention (ni coupes ni pesticides) (Vickery et al., 2002). Néanmoins, les résultats de telles mesures sont contrastés (Bright et al., 2014; Davey et al., 2010; Pe’er et al., 2014). Malgré quelques résultats encourageants (Buckingham et al., 2011), ces mesures échouaient souvent à répondre à la demande alimentaire des oiseaux en fin d’hiver (Baker et al., 2012; Siriwardena et al., 2008) : des adaptations semblaient donc nécessaires (Perkins et al., 2008) ; notamment, en prenant en compte la dimension temporelle et spatiale (Siriwardena, 2010). Il est important de noter que bien que les agriculteurs comprennent l’importance de préserver la biodiversité, la plupart sont peu enclins à mettre en place des mesures environnementales sans compensation financière (Guillem and Barnes, 2013). Ainsi, la refonte des schémas agro-environnementaux de 2013 inclut de nouvelles exigences de verdissement (jachère fleurie, réduction des fertilisants en prairie, retard de fauche, diversification des cultures) (Pe’er et al., 2017) pour aider davantage au maintien de la biodiversité (Hodge et al., 2015). Cependant, certains chercheurs restent dubitatifs car l’ambition principale reste la production (Batáry et al., 2010; Guillem and Barnes, 2013; Josefsson et al., 2017). Cependant, l’idée d’améliorer les conditions hivernales par la quantité de graines (Hancock and Wilson, 2003; Siriwardena, 2010; Stoate et al., 2004) a jusque-là été concentrée sur des mesures au sein même de l’exploitation agricole ; les études s’accordant pourtant pour dire que le paysage alentour est important (Chamberlain et al., 2000; Gillings et al., 2008), on peut se demander s’il n’existe pas, hors exploitation agricole, des sources de nourriture de substitution : ce qui pourrait être le cas des jardins privés, où les personnes distribuent des graines pour nourrir les oiseaux en hiver.
Les jardins particuliers, une source de nourriture alternative ?
Nous avons d’un côté le paysage agricole et ses pratiques, plus ou moins intensives, mais d’un autre côté, prenant part à ce paysage, à distance plus ou moins grande, nous avons les jardins particuliers, berceau d’une activité très commune et populaire en hiver : la distribution de nourriture pour les oiseaux (Jones, 2011; Reynolds et al., 2017). Cette activité concerne plus de 20% des foyers Européens (Fuller et al., 2008), et elle est notamment extrêmement répandue dans les pays anglophones : au Royaume-Uni plus de 60% des ménages possèdent des mangeoires et les remplissent régulièrement (Davies et al., 2012) et plus de 50% des foyers aux États-Unis (U.S. Fish & Wildlife Service, 2011). Le marché des graines en Europe augmente de 4% par an (Fuller et al., 2008), tandis qu’aux États-Unis son poids économique annuel (graines et boules de graisses) représente plus de trois milliards de dollars (U.S. Fish & Wildlife Service, 2011). Ce phénomène a forcément des impacts sur l’avifaune utilisant ces ressources, notamment sur le comportement de migration (Plummer et al., 2015) ou le succès reproducteur (Plummer et al., 2013; Robb et al., 2008a), et doit être pris en compte pour la conservation de la biodiversité urbaine (Fuller et al., 2008; Galbraith et al., 2015). Il est par exemple estimé qu’au Royaume-Uni, plus de 30 millions de Mésanges charbonnières dépendent de l’alimentation distribuée par les foyers (tout du moins en partie) (Robb et al., 2008b). Les effets pouvant être contrastés, ils sont sujets à débat : ces ressources de substitution peuvent modifier les paramètres de survie et de reproduction (Jansson et al., 1981; Robb et al., 2008b) mais aussi restructurer les communautés (Robb et al., 2008a). L’idée communément admise est qu’en donnant à manger aux oiseaux on les aide à survivre à la saison froide (Horn and Johansen, 2013; Robb et al., 2008a). Des études ont montré qu’en absence de ressources naturelles ou lorsqu’il est temporairement impossible d’y accéder, les oiseaux peuvent changer d’habitats pour chercher leur nourriture (Chamberlain et al., 2005). L’Alouette des champs (Alauda arvensis), qui se nourrit plutôt au milieu des parcelles agricoles, quitte ces zones de prospection quand elles deviennent moins riches en graines : on la retrouve alors à chercher dans les bordures de champs (Donald et al., 2001a; Donald and Vickery, 2000). Il est donc possible que les mangeoires jouent un rôle en hiver, en constituant une ressource alimentaire de substitution. Dans leur étude à une échelle très locale, Dan Chamberlain et ses collaborateurs (Chamberlain et al., 2007) montrent que lorsque les forêts autour des jardins produisent peu de faînes de hêtres (Fagus sylvatica), les oiseaux granivores connus pour utiliser cette ressource alimentaire sont davantage présents aux mangeoires. Le même genre de pattern est montré par McKenzie et ses collaborateurs avec les ressources en graines d’Épicéa de Sitka (Picea sitchensis) (McKenzie et al., 2007). Par ailleurs, des évènements météorologiques tels que des chutes soudaines de neige obligent les oiseaux à se déplacer. C’est ainsi que peuvent se produire des mouvements subits d’oiseaux (Goławski and Dombrowski, 2011), avec des arrivés en groupes dans les jardins et les villes proches de champs enneigés. L’utilisation des jardins quand l’alimentation naturelle vient à manquer, bien que déjà discutée dans la littérature (Chamberlain et al., 2007; Goławski and Dombrowski, 2011; McKenzie et al., 2013; Spencer, 1982), n’a cependant jamais été mise en lien avec l’intensité des pratiques agricoles. L’intensité agricole, provoquant une diminution des ressources en graines en hiver pourrait expliquer pourquoi certaines espèces typiquement agricoles visitent parfois les mangeoires, tels le Bruant jaune ou la Linotte mélodieuse.
Comprendre l’ensemble des variations présentées par les oiseaux au sein des jardins pour pouvoir faire des comparaisons entre saisons
Les visites des jardins par les oiseaux en hiver apportent des informations complémentaires à celles obtenues en d’autres saisons (l’indicateur FBI correspondant par exemple à des données en période de reproduction). De plus, les jardins s’ancrent dans le domaine peu exploré qu’est l’espace privé (De Coster et al., 2015) qui s’intègre à la matrice du paysage (Cannon, 1999).
Il ne faut pas considérer uniquement le paysage attenant au jardin mais aussi les réponses des espèces à certains paramètres inhérents à l’hiver : météorologie, afflux de migrateurs, présences de mangeoires. Outre la nourriture et le paysage alentours, les caractéristiques du jardin (composition floristique par exemple) peuvent influer sur les espèces et leurs assemblages (Chamberlain et al., 2004; Daniels and Kirkpatrick, 2006). Les conditions météorologiques journalières, et de l’hiver dans son ensemble, peuvent affecter les comportements. Le froid soumet les oiseaux à un stress métabolique (Bonter et al., 2013; Zuckerberg et al., 2011) : certaines espèces d’oiseaux vont davantage visiter les mangeoires pour répondre aux besoins énergétiques, d’autres non (Figure 5 ; Bonter et al., 2013). Ces patterns sont importants pour interpréter les variations d’abondance d’un hiver à l’autre. Entre années, il peut également y avoir des variations dues à des facteurs non liés aux conditions hivernales : meilleure reproduction ou afflux de migrateurs. Ce fut par exemple le cas en 2012 avec les Mésanges bleues (Cyanistes caeruleus), comme en témoigne la quantité de Mésanges bleues dénombrées à Nabben dans la péninsule de Falsterbo au Pays Bas (endroit considéré comme un passage point chaud (hotspot) de suivi de migration postnuptiale en Europe) (Kjellén, 2012, voir aussi cette vidéographie impressionnante du comptage des mésanges sur le site de Nabben www.youtube.com/watch?v=XZb5GBWo74Q) qui fut ensuite retrouvée en France, comme en témoigne les synthèses de comptages d’oiseaux migrateurs sur certains sites français bien suivis (les Conches, Gruissan-Narbonne ou le Fort de la Revère : Migraction, 2017). Et pour cela il faut comprendre ce qui explique les variations dans les patterns d’abondance des oiseaux d’une année à l’autre.
Les sciences participatives : Vigie Plume
Les observatoires de biodiversité : des outils d’exception
Nous évoquions précédemment l’importance d’avoir des suivis à larges échelles spatiales et temporelles, et concernant de nombreuses espèces, pour comprendre les impacts des changements globaux (Balmford et al., 2005). De tels suivis nécessitent une grande quantité de données (Bonney et al., 2009), impossible à obtenir par un chercheur seul, tant en termes de finances que de temps (Greenwood, 2007; Levrel et al., 2010). Les oiseaux fascinent l’homme, que ce soit les ornithologues ou le grand public, contrairement à beaucoup d’autres taxons moins charismatiques (Schmeller et al., 2009). Ainsi, la collecte de données de suivis sur les oiseaux existe depuis plusieurs siècles (Greenwood, 2007), quand la recherche était encore un passe-temps auquel on s’adonnait en amateur (Silvertown, 2009). Aujourd’hui, les programmes qui incitent les amateurs à collecter des données, opportunistes ou dans le cadre de protocoles, peuvent être qualifiés de « sciences participatives ».
Depuis quelques dizaines d’années, ces sciences participatives sont en plein essor (Kullenberg and Kasperowski, 2016) et constituent un terrain de recherche à part entière (Jordan et al., 2015). Les sciences participatives sont définies comme des programmes qui mobilisent la collaboration du public dans le cadre d’une démarche scientifique (Bonney et al., 2009; Shirk et al., 2012). Cela va plus loin que la simple récolte de données; les volontaires participent parfois comme les professionnels à l’ensemble de la démarche scientifique, de la recherche de financements à la rédaction d’articles, comme c’est le cas en astronomie (Bohannon, 2007) ou en systématique (Fontaine et al., 2012). Ces programmes couvrent différents domaines, de la microbiologie à l’astronomie. Par exemple, les programmes participatifs Phylo et FoldIt correspondent à des jeux vidéo expérimentaux sous forme de puzzles : avec Phylo les utilisateurs associent ensemble des séquences génomiques selon des formes et couleurs permettant des comparaisons génomiques (Kawrykow et al., 2012), tandis qu’avec FoldIt les utilisateurs s’amusent à déplier et replier des protéines, ce qui permet de comprendre les structures microbiologiques des protéases et aide à la recherche biomédicale (Khatib et al., 2011). Le projet OPAL (pour Open Air Laboratories) permet le suivi du sol et des vers de terre de manière simple et ludique via l’impression d’une fiche d’identification à l’aide de matériel du quotidien (moutarde, vinaigre, règle…) (Davies et al., 2011). Autre exemple, Galaxy Zoo permet la classification de milliers de galaxie par la comparaison de clichés photographiques par les observateurs et aide à comprendre l’évolution et la création des étoiles (Schawinski et al., 2014). Par ailleurs, les programmes de sciences participatives ont connu une expansion notable dans le domaine du suivi de la biodiversité ordinaire : la mobilisation du public permet une large couverture spatiale et temporelle (Bonney et al., 2009). Les jeux de données permettent d’évaluer des facteurs corrélés dans l’espace (grâce à la forte dispersion des points d’échantillonnage) (Couvet et al., 2008) ou dans le temps (par des suivis répétés, voire réguliers) et ainsi de comparer et mieux comprendre les mécanismes derrière les réponses des espèces (Devictor et al., 2010; Dickinson et al., 2010). Différentes échelles de biodiversité sont ainsi considérées : de la génétique à la structure des écosystèmes, en passant par l’étude des populations (distribution, abondance, structure d’âge et classe), de leurs traits (phénologie, masse, dispersion, migration), et des communautés (diversités taxonomique et d’interactions) (Chandler et al., 2017; Devictor et al., 2010; Jiguet et al., 2012) ; parmi les multiples exemple, citons le suivi de migration des baleines (Bruce et al., 2014) ou des phénologies de floraison (Gonsamo et al., 2013).
Les programmes de sciences participatives sur la biodiversité les plus nombreux et productifs sont ceux portant sur l’avifaune, les lépidoptères, les arbres/plantes (Chandler et al., 2017; Devictor et al., 2010) ; bien que d’autres taxons soient très bien suivis mais à une échelle spatiale plus restreinte (champignons, amphibiens, reptiles, coraux…) (Amano et al., 2016). Les programmes participatifs utilisant des données oiseaux sont régulièrement mis en avant comme un exemple réussi de l’association possible entre science, public et conservation (Greenwood, 2007). Une illustration du poids des suivis d’avifaune est le programme Christmas Bird Count (CBC) de la National Audubon Society aux États-Unis, qui est l’un des plus vieux programmes de ce type, existant depuis les années 1900 (Dickinson et al., 2010). Un autre exemple de sciences participatives sur les oiseaux est celui des projets encadrés par le Cornell Lab of Ornithology (CLO) en Amérique du Nord (Kullenberg and Kasperowski, 2016) : le CLO existe depuis 1915 et a mis en place six programmes différents. Chacun de ces projets vise à répondre à des questions précises, touchant à un ensemble varié de sujets (Bonney et al., 2009). Pour ne citer que quelques exemples, eBird (maintenant étendu au monde entier) permet de faire des listes de présence/absence/abondance de toutes les espèces contactées, quelle que soit la saison ; Project FeederWatch (PFW) est un suivi hivernal des oiseaux à la mangeoire, NestWatch est un suivi du succès reproducteur. Les projets du CLO ont une réussite impressionnante : au moins 150 papiers scientifiques publiés depuis 1997, plus de 300 000 suivis au nid depuis 1997 (NestWatch), plus de 7.5 millions d’oiseaux observés chaque mois à l’échelle du globe (eBird) (voir www.birds.cornell.edu). Ces projets ont aussi une grande couverture spatiale et temporelle, et servent d’exemples pour de nouveaux projets (Allen et al., 2014; Bonney et al., 2016a). Les données de sciences participatives sur les oiseaux ont permis d’étudier les routes et haltes de migration (Greenwood, 2007), les phénologies de migration (Arab et al., 2016; Zuckerberg et al., 2015), le changement des communautés en réponse au changement climatique (Princé and Benjamin Zuckerberg, 2015), les interactions entre espèces (par exemple, compétition entre passereaux (Cooper et al., 2007), espèces invasives : (Bonter et al., 2010; Galbraith et al., 2015), les réponses aux politiques agricoles (Princé and Jiguet, 2013).
De plus, les programmes de sciences participatives permettent d’aider à la mise en place d’outils d’évaluation et conservation de la biodiversité (Danielsen et al., 2014; Levrel et al., 2010); le Farmland Bird Index (FBI) , indicateur officiel de la Communauté Européenne pour la biodiversité en milieu agricole, doit son existence à ce type de données (Gregory et al., 2005). En démystifiant la recherche auprès du grand public (Bonney et al., 2016b), les sciences participatives permettent de sensibiliser le public aux changements anthropiques voire même de l’engager dans la conservation de la biodiversité (Boakes et al., 2016; Brossard et al., 2005; McKinley et al., 2016). Impliquer les gens dès la collecte des données permet de participer activement à une réelle sensibilisation du public (Peters et al., 2017).
Indicateurs oiseaux – hors données Oiseaux des Jardins
Dépendance des espèces au milieu agricole (indice FarmDep) : données STOC-EPS
En France, le STOC-EPS (pour Échantillonnages Ponctuels Simples) est un programme de suivi national et standardisé qui existe depuis le printemps 1989, mais qui fut complètement remodelé en 2001 (Jiguet et al., 2012). De nombreuses études ont été réalisées à partir de ces données : étude de l’homogénéisation biotique des communautés (Le Viol et al., 2012), des effets du changement climatique (Devictor et al., 2008b), des pratiques agricoles (Doxa et al., 2010; Dross et al., 2018), évaluation des politiques de gestions de la biodiversité (Chiron et al., 2013). Chaque observateur est un ornithologue bénévole (la plupart du temps) qualifié. Chaque printemps, l’observateur va se rendre sur un même site, choisi au hasard par tirage aléatoire dans un rayon de 10km autour d’une commune qu’il a choisie (Jiguet et al., 2012). Le tirage aléatoire permet une bonne représentativité des habitats disponibles. Chaque site est un carré de 2km sur 2km à l’intérieur duquel dix points d’écoute sont répartis par l’observateur de façon homogène, en respectant au maximum la proportion des milieux présents et l’équidistance entre points (points séparés d’au moins 300m les uns des autres). L’observateur visite donc tous les points deux fois par an : avant et après le 8 mai en respectant un intervalle entre passages de quatre à six semaines. Chaque passage doit être réalisé entre une et quatre heures après le lever du soleil. Lors de chaque visite, l’observateur note tous les oiseaux vus ou entendus pendant cinq minutes pour chacun des points. Il note également la distance (<25m, 25-100m, >100m, en vol) à laquelle il a vu ou entendu ces oiseaux. L’habitat de chaque point d’écoute doit aussi être noté.
Pour calculer l’indice de dépendance des espèces au milieu agricole (FarmDep) utilisé dans le chapitre 1, nous avons utilisé les données STOC-EPS collectées en 2010 et 2013, correspondant à un total de 1455 carrés suivis (Figure 13). Le détail du calcul de cet indice FarmDep est disponible dans l’article 1 – partie 2.2 (corps de texte) et appendice A.3.
Indice trophique des espèces (STrI)
L’indice trophique de chaque espèce représente sa place le long d’une chaîne trophique à trois niveaux : le niveau 1 correspond à la proportion de plantes/graines dans le régime alimentaire de l’espèce, le niveau 2 à la proportion d’invertébrés et le niveau 3 à la proportion de vertébrés (voir exemple ci-dessous); chaque proportion est respectivement pondérée par un poids de 1, 2 ou 3 (Jiguet et al., 2012). L’indice trophique par espèce (STrI) correspond à l’exponentielle de la somme des proportions pondérées. Le passage à l’exponentiel permet de mieux différencier les espèces le long de l’indice trophique. Une faible valeur de STrI correspond plutôt à une espèce granivore, tandis qu’une grande valeur de STrI correspond plutôt à une espèce carnivore. Cet indice est utilisé dans le chapitre 2.
Par exemple, le Bruant jaune a un régime alimentaire composé de 70% de plantes/graines (niveau 1), 30% d’invertébrés (niveau 2) et 0% de vertébrés (niveau 3). La somme des proportions pondérées sera donc de Bruant jaune = 0.70*1+0.30*2+0*3 = 1.30 et son STrI sera donc de STrI Bruant jaune = exp(1.80) = 6.05.
Indicateurs d’intensité de production (PI)
Deux indicateurs d’intensité de production (PI) ont été utilisés pour évaluer l’intensité de production du milieu autour du jardin. Ces indicateurs sont calculés pour des entités administratives différentes : l’un au niveau de la Petite Région Agricole (PRA), l’autre au niveau de la Commune. Une zone tampon circulaire d’un rayon de 1000m, dont le centre correspond au jardin, a été utilisée pour considérer les valeurs de ces indices. Ce choix de zone tampon se justifiait par les distances de prospection alimentaires trouvées en hiver pour les espèces considérées (Calladine et al., 2006). Quand la zone tampon d’un jardin était à cheval sur plusieurs limites administratives, l’indice du jardin correspondait à la moyenne de l’indice de chaque zone pondérée par les surfaces intersectées.
Le Coût d’Intrants par hectare
Dans les deux premiers chapitres de cette thèse, nous avons utilisé un indicateur d’intensité agricole développé par Félix Teillard pour l’année 2006 (Teillard et al., 2012). Le Coût d’Intrants par hectare (Input Cost/ha, abrégé en « IC/ha ») est exprimé comme le coût annuel total d’intrants à l’échelle de l’exploitation agricole. Plus précisément, il s’agit du ratio entre la somme en valeur monétaire de toutes les catégories d’intrants divisé par la Surface Agricole Utilisée (SAU) de l’exploitation. Cet indice comprend diverses catégories : fertilisants et pesticides, alimentation du bétail, semences, carburant, produits vétérinaires et frais d’irrigation. L’indicateur inclut donc les productions liées aux cultures et celles liées à l’élevage. L’unité d’analyse utilisée alors est la Petite Région Agricole (PRA). Le zonage des PRA est un zonage cohérent avec celui des limites administratives utilisées depuis 1946 par l’INSEE et par le ministère de l’agriculture comme unité statistique pour étudier l’évolution agricole. Cette unité spatiale de la PRA a déjà été utilisé dans de nombreuses études pour étudier les conséquences de l’évolution de l’agriculture sur les oiseaux (Dross et al., 2018; Princé et al., 2012; Teillard et al., 2014). Les PRA sont de taille intermédiaire entre la commune (15km² en moyenne) et le département (5800km² en moyenne), avec une moyenne de 770km². Cet indice IC/ha n’est calculé que pour les régions dominées par les cultures ou l’élevage, ou un mélange de ces deux types de productions ; les autres régions sont donc exclues de nos considérations dans les chapitres 1 et 2 (Figure 14). Ici, plus l’indice a une valeur élevée, plus le milieu a une production agricole intensive. Par la prise en compte de ces nombreux intrants, et les types d’agricultures couverts, cet indice nous a paru pertinent pour évaluer l’intensité de production (qui peut témoigner des ressources en graines en hiver des paysages agricoles), bien que certaines de ces limites nous aient amené à utiliser un second indice dans la dernière partie de thèse (chapitre 3).
Le score de Haute Valeur Naturelle
Dans la troisième partie de ce manuscrit, nous avons utilisé en tant qu’indice d’intensité de production du milieu agricole le score de Haute Valeur Naturelle (score HNV), calculé par Phillipe Pointereau et son équipe (Pointereau et al., 2007) pour l’année 2010. Le score HNV varie de 1 à 30, l’indice le plus faible correspondant à l’intensité la plus forte. Ce score HNV est la somme de 3 sous-scores, chacun variant de 1 à 10 : la diversité des cultures (proxy de la rotation du système de culture), l’extensivité des pratiques agricoles (estimations des apports de pesticides, fertilisants et du niveau d’irrigation), les éléments du paysages (estimation des habitats semi-naturels disponibles dans le paysage : haies, forêts, vergers traditionnels) (Pointereau et al., 2010). Le score HNV ayant déjà été utilisé pour considérer l’intensité de production agricole et son effet sur les oiseaux, ce choix nous a semblé pertinent (Doxa et al., 2012, 2010; Pointereau et al., 2010). L’échelle spatiale retenue ici est celle de la commune (LAU-2) (Figure 15).
L’indice de Coût d’Intrants par hectare n’a pas été utilisé dans le troisième chapitre pour quatre raisons. 1) L’indice IC/ha ne donne pas de valeur d’intensité de production pour les paysages dominés par d’autres types de production que la culture et l’élevage. Or, certaines des zones géographiques non couvertes par cet indice sont des zones de braconnage suspecté. 2) L’indice IC/ha ne tient pas compte des éléments semi-naturels des paysages, qui pourraient comme les jardins contenir des ressources en graines. Comme le troisième chapitre ne s’intéresse pas uniquement aux espèces les plus dépendantes du milieu agricole, il est important de considérer les milieux semi-naturels (Chamberlain et al., 2007; McKenzie et al., 2007). 3) le score HNV est disponible pour des dates plus récentes (2010) et à une échelle plus fine (commune) que l’indice IC/ha (2006, échelle de la PRA). La taille moyenne d’une PRA étant de 770km², cette échelle nous semble moins pertinente qu’une échelle plus locale pour tenir compte de la variabilité interne à la PRA, surtout si l’on considère l’utilisation de zone tampon de 1km de rayon (soit environ 3.14km²). 4) Nous n’avons eu accès au score HNV de 2010 qu’au milieu de l’année 2017 ; auparavant nous n’avions accès qu’au score HNV de 2000 : ce score nous semblait peu pertinent à croiser avec des données oiseaux de l’hiver 2012-2013 à l’hiver 2016-2017.
|
Table des matières
INTRODUCTION GÉNÉRALE
A. POURQUOI SE PRÉOCCUPER DES OISEAUX ? MENACES ET INTÉRÊTS
1. La biodiversité face aux changements globaux
2. L’intensification agricole : un changement anthropique majeur
3. Les oiseaux : un groupe taxonomique d’intérêt
4. Les oiseaux face aux changements agricoles : l’hiver une saison clé
5. Les jardins particuliers, une source de nourriture alternative ?
6. Comprendre l’ensemble des variations présentées par les oiseaux au sein des jardins pour pouvoir faire des comparaisons entre saisons
7. Pression supplémentaire : le braconnage
B. LES SCIENCES PARTICIPATIVES : VIGIE PLUME
1. Les observatoires de biodiversité : des outils d’exception
2. Suivre la biodiversité ordinaire en France avec les observatoires de Vigie Nature ; de l’intérêt du programme Oiseaux des Jardins
C. OBJECTIFS DE LA THÈSE
D. MÉTHODOLOGIE GÉNÉRALE
1. Oiseaux des jardins – sélection et exploitation des données
2. Indicateurs oiseaux – hors données Oiseaux des Jardins
3. Indicateurs d’intensité de production (PI)
CHAPITRE 1 PHÉNOLOGIE DE VISITE DES JARDINS EN RELATION AVEC LE PAYSAGE AGRICOLE AVANT-PROPOS ET RÉSUMÉ DU CHAPITRE 1
ARTICLE 1: THE VIRTUE OF GARDEN BIRD FEEDERS: MORE BIRDS IN CITIZEN BACKYARDS CLOSE TO INTENSIVE AGRICULTURAL LANDSCAPES
RÉFLEXIONS COMPLÉMENTAIRES DU CHAPITRE 1
A. L’EFFET DE L’ALIMENTATION : DES HYPOTHÈSES FORTES
B. DÉPENDANCE ET PRÉSENCE RÉELLE DES OISEAUX EN HIVER EN LIEN AVEC LE PAYSAGE AGRICOLE
C. LIMITES DE L’ESTIMATION DES VISITES DES JARDINS LIÉES AUX VARIATIONS HIVERNALES
CHAPITRE 2 VARIATIONS INTERANNUELLES DE L’ABONDANCE DES OISEAUX DES JARDINS AVANT-PROPOS ET RÉSUMÉ DU CHAPITRE 2
ARTICLE 2: GUESS WHO COMES TO DINNER: FACTORS DRIVING BIRD VISITS AT GARDEN FEEDERS IN WINTER
RÉFLEXIONS COMPLÉMENTAIRES DU CHAPITRE 2
A. JUSTIFICATION ET LIMITE DE L’INDICE D’INTENSITÉ DE PRODUCTION AGRICOLE
B. LIMITES DE MODÉLISATION ET RESTRICTION GÉOGRAPHIQUE
C. VALORISATION DES COMPTAGES ANNUELS DE FIN JANVIER : CRÉATION D’INDICATEUR
CHAPITRE 3 EXPLORATION DES PATTERNS SPATIAUX DE VARIATION D’ABONDANCE : UNE RELATION AVEC LE BRACONNAGE ?
AVANT-PROPOS ET RÉSUMÉ DU CHAPITRE 3
ARTICLE 3: MODELLING COLDSPOTS AND HOTSPOTS OF WINTER ABUNDANCE FOR SEEDEATER PASSERINES AT GARDEN FEEDERS
RÉFLEXIONS COMPLÉMENTAIRES DU CHAPITRE 3
DISCUSSION GÉNÉRALE
A. SYNTHÈSE DES PRINCIPAUX RÉSULTATS
B. PERSPECTIVES
1. Oiseaux des Jardins, un observatoire qui fait ses preuves
2. Nourrir les oiseaux en hiver dans les jardins : une mesure de conservation ?
CONCLUSION
Télécharger le rapport complet
