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Manuel d’étude et de gestion des oiseaux et de leurs habitats en zones côtières, 2012
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Les I
BM
s n’ont aucun de ces inconvénients et, de plus, ils peuvent
mesurer la qualité d’un site en termes de survie et de masse corporelle au
niveau de la taille de la population. Ce dernier point est important car, chez
de nombreuses espèces, la réussite peut être densité dépendance. De plus,
même si la qualité d’un site reste constante, la réussite peut évoluer entre les
années en raison des variations annuelles des effectifs d’oiseaux. Par
exemple, si les effectifs d’oiseaux augmentent sur une période, la réussite
pourrait décliner, suggérant de manière erronée que la qualité du site a dimi-
nué alors qu’il est possible, qu’en fait, rien n’ait changé. Il est donc essentiel
de prendre en compte la possibilité que la réussite puisse être densité dépen-
dance, ce qui est très difficile à mesurer sur le terrain. Les I
BM
s peuvent
prendre en compte la densité dépendance très facilement en faisant tourner le
modèle avec une grande variété de tailles de la population. Si la qualité du
site demeure inchangée d’une année à la suivante, les fonctions densité dé-
pendance obtenues pour chacune doivent être identiques (
figure
27a). Mais
si la qualité du site a diminué, par exemple, l’indicateur de réussite à une
taille donnée de la population devrait diminuer également (
figure
27b).
Figure
27 : suivi de la qualité d’un site pour analyser les fluctuations annuelles de la
taille d’une population
27a : changement non prévu de la qualité du site (similaire à des fonctions densité
dépendance) mais augmentation apparente de la qualité du site par les observations
(taux de mortalité plus bas observé en deuxième année)
27b : déclin prédit de la qualité du site (mortalité prédite d’un nombre donné
d’oiseaux dans une zone plus grande en deuxième année) mais augmentation appa-
rente dans la qualité du site par les observations (mortalité plus basse observée en
deuxième année).
Manuel d’étude et de gestion des oiseaux et de leurs habitats en zones côtières, 2012
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En effectuant des simulations sur une gamme d’effectifs d’oiseaux,
les modèles individuels (I
BM
s) peuvent générer des fonctions densité dépen-
dance qui montrent la relation entre la mesure de la réussite (par exemple, le
taux de mortalité) utilisée et le nombre d’oiseaux dénombrés la première
année pour laquelle le modèle a été paramétré (year 1). En paramétrant le
modèle avec des données obtenues de la zone plusieurs années plus tard
(year 2), il est possible de tester si la fonction densité dépendance a changé.
Observer directement la réussite mesurée chaque année peut donner une
image fausse de la qualité du site.
Perte et création d’habitat
Les changements environnementaux causés par les pertes ou la créa-
tion d’habitats sont simulés par les changements de l’aire d’une ou plusieurs
taches du modèle ou par la suppression ou l’addition de taches. La qualité
des taches, autant que leur surface peuvent également être modifiées.
En baie de Seine, le modèle a été utilisé pour déterminer si les pertes
d’habitats liées à l’extension du port allaient augmenter le taux de mortalité
des limicoles, et, si cela est bien le cas, s’il est possible de l’empêcher par la
création d’une nouvelle vasière. Dans l’estuaire du Humber, le modèle a été
utilisé pour tester si la perte d’habitats causée par une combinaison du déve-
loppement du port et par l’élévation du niveau de la mer pouvait augmenter
la mortalité des limicoles. Bien que ces exemples soient relatifs à des pertes
d’habitats dans la zone intertidale, la même approche a été utilisée pour pré-
dire les effets de la perte d’habitats terrestres pour l’alimentation de la Ber-
nache cravant (Stillman
et al
., 2005a).
Barrages tidaux
Dans les estuaires, les barrages tidaux altèrent les types de sédi-
ments, la surface et les modalités d’exposition des zones intertidales. De
telles altérations peuvent souvent être prédites avant la création des barrages.
Bien que cela n’ait pas encore été fait, il pourrait être possible d’utiliser les
I
BM
s pour prédire les conséquences de la construction de barrages tidaux sur
les oiseaux côtiers. Les besoins clés devraient être les prédictions des consé-
quences sur les sédiments, les zones tidales et la morphologie de proposi-
tions alternatives de barrages, d’une part, et des données liées aux caractéris-
tiques physiques des zones intertidales sur l’abondance et la taille des proies
des oiseaux, d’autre part. Les I
BM
s pourraient être utilisés pour classer les
hypothèses alternatives en termes d’effets sur les taux de survie des oiseaux
côtiers.
Manuel d’étude et de gestion des oiseaux et de leurs habitats en zones côtières, 2012
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Dérangements humains
Les dérangements causés par les humains excluent temporairement
les oiseaux des zones qu’ils utiliseraient autrement pour l’alimentation et le
reposoir, augmentent leurs besoins énergétiques en les obligeant à s’envoler
et en réduisant le temps d’alimentation. Les effets des dérangements peuvent
être modélisés en excluant les oiseaux de certaines taches, en réduisant le
temps d’alimentation et en augmentant leur besoins énergétiques. Les para-
mètres des dérangements, tels que la distance d’envol ou le temps de retour
après dérangements, peuvent être mesurés en utilisant des expériences de
dérangements contrôlés (Stillman & Goss-Custard, 2002) ou en observant
les réponses des oiseaux aux différentes sources de dérangements (Smit &
Visser, 1993; Triplet
et al.
, 1999).
Un modèle élaboré avec des Huîtriers pies hivernant en baie de
Somme a exploré les relations entre le taux de mortalité et le nombre de fois
par heure que les oiseaux étaient dérangés par les humains ou par les rapaces
(Goss-Custard
et al
., 2006a). Les simulations montrent que le taux de morta-
lité n’est pas affecté par une augmentation de la fréquence de dérangement
jusqu’à un seuil critique au-dessus duquel le taux de mortalité augmente
rapidement. Sans surprise, le seuil critique est dépendant des conditions mé-
téorologiques, étant plus bas pendant les périodes hivernales très froides
quand les Huîtriers pies ont des difficultés à satisfaire leurs besoins énergé-
tiques (Goss-Custard
et al
., 2006a). Cette étude permet aux gestionnaires de
la baie de décider quand l’accès au public des zones intertidales doit être
restreint.
Un modèle relatif à l’estuaire de l’Exe (Royaume-Uni) (West
et al
.,
2002a) montre que, chez l’Huîtrier pie, des dérangements fréquents augmen-
tent le taux de mortalité en raison de l’accroissement des coûts énergétiques
plutôt que de la diminution du temps d’alimentation. Le modèle prédit aussi
que le niveau actuel de dérangement humain dans cet estuaire n’a pas
d’influence sur la mortalité et la condition corporelle des Huîtriers pies. Cet
exemple illustre comment les modèles peuvent incorporer simultanément
plusieurs effets différents des changements environnementaux (par exemple,
la perte temporaire d’habitats et l’augmentation des demandes énergétiques)
sur les oiseaux.
Manuel d’étude et de gestion des oiseaux et de leurs habitats en zones côtières, 2012
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La pêche à pied
La pêche à pied présente une gamme d’effets sur les oiseaux côtiers,
certains sont négatifs, d’autres positifs (Caldow
et al
., 2004; Goss-Custard
et
al
., 2000). La récolte de moules et de coques enlève les bivalves les plus
grands qui sont également consommés par les oiseaux tels que l’Huîtrier pie,
et donc réduit la quantité de nourriture disponible pour eux. Si la pêche des
coquillages se produit à marée basse quand les limicoles s’alimentent, elle
peut également les déranger et les forcer à dépenser de l’énergie pour voler
au loin ou les forcer à utiliser à des zones de moindre qualité. À l’inverse,
quand des gisements artificiels de coquillages sont créés dans des zones in-
tertidales par succion des moules dans les eaux profondes, la quantité de
nourriture est augmentée pour les oiseaux. Les coquillages endommagés
laissés dans les zones après la collecte peuvent également fournir des res-
sources alimentaires pour les oiseaux. Les effets de la pêche peuvent être
simulés en changeant l’abondance des ressources (pour simuler la déplétion
ou la création de nouveaux gisements) ou en excluant des oiseaux de toute
ou partie de certaines taches (pour simuler les dérangements).
Si la réussite des oiseaux doit être maintenue, des quantités suffi-
santes de coquillages doivent être conservées après la collecte commerciali-
sable. Mais comment déterminer la quantité des ressources suffisantes ? Une
première approche a été faite, consistant à laisser après la pêche une quantité
jugée suffisante de coquillages pour qu’une population d’oiseaux satisfasse
ses besoins énergétiques (Lambeck
et
al
., 1996). Or, des simulations avec
des I
BM
s sur cinq estuaires (Goss-Custard
et al
., 2004 ; Stillman
et al
., 2003)
montrent que de deux à six fois plus de nourriture doit être laissée sur place
pour être sûr que les Huîtriers pies survivront l’hiver dans les meilleures
conditions, même s’ils peuvent et fréquemment vont consommer d’autres
proies (
figure
28). En d’autres termes, les besoins écologiques en nourriture
excèdent largement les besoins physiologiques. Ceci se produit lorsque la
compétition par interférence peut exclure les oiseaux sous-dominants des
ressources les plus profitables, il en résulte que des variations individuelles
dans l’efficacité de l’alimentation signifient que des oiseaux inefficaces
meurent avant que les ressources soient réduites à un point à partir duquel un
oiseau moyen meurt. Les besoins écologiques sont prédits à un niveau plus
élevé sur les sites dans lesquels les moules, plutôt que les coques, sont les
proies dominantes (
figure
28) car la compétition par interférence sur les gi-
sements de moules densément peuplés exclut une forte proportion d’oiseaux
des zones les plus profitables. Ces résultats montrent que, pour maintenir des
populations d’Huîtriers pies dans des zones exploitées par la pêche, les
Manuel d’étude et de gestion des oiseaux et de leurs habitats en zones côtières, 2012
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stocks ne doivent pas descendre en dessous de deux à six fois la biomasse de
coquillages que les oiseaux consomment.
Figure 28 : pourcentage prévisible d’Huîtriers pies mourant de faim entre l’automne
et le printemps en relation avec les stocks de coquillages par oiseau présents à
l’automne dans l’estuaire de l’Exe estuary, Bangor Flats, Burry Inlet, Baie de
Somme et Wash.
Les symboles ouverts indiquent les sites dans lesquels les proies dominantes sont les
coques, et les symboles pleins les sites où les moules sont les proies dominantes. La
forme ombrée horizontale représente la mortalité supérieure à 0,5 % (échelle log sur
les axes). La ligne en tirets est la quantité de biomasse consommée par oiseau au
cours de l’hiver (besoins physiologiques). Sur tous les sites, le taux de mortalité
prédit diminue d’autant plus que substantiellement cette quantité de nourriture est
disponible (les besoins écologiques sont deux à six fois plus importants que les be-
soins physiologiques). Les besoins écologiques sont plus élevés sur les sites où les
moules sont les proies dominantes (adapté de Goss-Custard
et al
., 2004).
Jusqu’à récemment, aux Pays-Bas, la réglementation pour la gestion
de la pêche des coquillages sur les vasières importantes était d’assurer que
60 % des besoins en nourriture des oiseaux malacophages, comme l’Huîtrier
pie, restent, après la collecte, et que le complément soit fourni par des proies
alternatives, tels que les polychètes et d’autres bivalves (Camphuysen
et al
.,