Soutenance mémoire
Les variations de la couverture végétale, du rayonnement solaire, de la concentration de gaz à effet de serre (GES) et d’aérosols dans l’atmosphère modifient le bilan énergétique du système climatique. La concentration croissante de ces gaz à effet de serre (GES), due aux activités anthropiques, explique l’essentiel du réchauffement de la planète observé depuis la fin du 20-ième siècle (Sadourny, 1992; Crowley, 2000; GIEC, 2007). Le dioxyde de carbone (CO2) est le plus important GES d’origine anthropique. Sa concentration atmosphérique en 2005 (379 ppm) dépasse largement les variations naturelles durant les 650 000 dernières années (80–300 ppm). Le changement climatique a déjà des effets mesurables sur de nombreux systèmes naturels et humains (Stern, 2006 ; GIEC, 2007) et les prédictions sont loin d’être encourageantes. Afin d’atteindre l’objectif fixé par la Convention Cadre des Nations Unies sur les Changements Climatiques (C.C.N.U.C.C.), celui de stabiliser les concentrations de GES dans l’atmosphère à un niveau qui empêche toute perturbation anthropique dangereuse du système climatique (Lescuyer et Locatelli, 1999), il est impératif de retirer les GES excédentaires dans l’atmosphère et de réduire considérablement les sources. A ce titre, les forêts jouent un rôle important et notamment les forêts tropicales en raison de l’ampleur des transformations anthropiques dont elles sont l’objet, de la quantité de carbone qu’elles contiennent par unité de surface et enfin, parce qu’elles ont la capacité de séquestrer des quantités importantes de carbone atmosphérique (Lescuyer et Locatelli, 1999 ; Luyssaert et al. 2008 ; Canadell and Raupach, 2008 ; Pan et al. 2011).
Selon Pan et al. (2011), la quantité de carbone stocké par les forêts du monde est estimée à 861 ± 66 Pg C, tout compartiment considéré, dont 55% (471 ± 93 Pg) se trouve dans les forêts tropicales. Pour le compartiment « biomasse aérienne », Saatchi et al. (2011) et Baccini et al. (2012) rapportent, pour les forêts tropicales, un stock actuel de 247 Pg C et 228,7 Pg C respectivement. En termes de séquestration, les forêts tropicales ont absorbé 2,7 ± 0,7 Pg C par an sur la période 2000- 2007 (Pan et al. 2011). Toutefois, la déforestation et la dégradation des forêts impactent sur le potentiel futur des forêts à retirer le carbone additionnel de l’atmosphère (Chave et al. 2008, Saatchi et al. 2011). La contribution relative de la déforestation et de la dégradation des forêts tropicales dans les émissions totales de CO2 d’origine anthropique était de 20% dans les années 90 (GIEC, 2007), puis revue à la baisse en 2008, à 12% ± 6% selon le taux de déforestation (van der Werf et al. 2009). Les émissions nettes de carbone dues à la déforestation tropicale et à l’utilisation des sols se chiffrent à 1.0 Pg de C par an sur la période 2000-2010 (Baccini et al. 2012 ; Zarin, 2012) et 0.8 ± 0.3 Pg C par an sur la période 2000-2005 (Harris et al. 2012).
Pour réduire les 12% à 20% d’émissions de C02 issues des forêts, une nouvelle approche de conservation a été créée en 2007. C’est le mécanisme REDD, acronyme pour Réduction des émissions dues à la déforestation et à la dégradation des forêts. La REDD se caractérise par l’établissement d’un lien direct entre les incitations financières à la conservation et le carbone stocké dans la forêt (Ebeling and Yasue, 2008 ; Kindermann et al. 2008). Le champ d’activités de la REDD s’est beaucoup élargi depuis sa création (Agrawal, Nepstad and Chharte, 2001). Cet élargissement a été effectué afin de permettre à un plus grand nombre de pays de participer et parce que l’enjeu de la conservation des forêts tropicales n’est pas juste climatique (Harvey, Dickson and Kormos, 2009). Afin de générer des bénéfices à partir de REDD, les Etats doivent concevoir un système efficace de mesure, de rapportage et de vérification (MRV) des stocks de carbone (Plugge et al. 2011, Herold and Skutsch, 2011). La quantification des émissions de carbone – ou des réductions d’émissions/émissions évitées – requiert des informations sur le taux de déforestation et sur les stocks de carbone (IPCC, 2003 ; Houghton, 2005 ; Gibbs et al. 2007) à un moment donné. En matière de REDD, c’est l’estimation du carbone contenu dans la biomasse aérienne qui est l’approche de suivi des stocks le plus pragmatique (Plugge et al. 2011).
La biomasse aérienne est couramment quantifiée à partir d’équations allométriques. Certaines de ces équations incorporent trois variables qui sont le diamètre à 1.30 m, la hauteur totale et l’infradensité du bois. L’infradensité est considérée comme une variable importante dans l’estimation de la biomasse aérienne. La contrainte qui se pose pour ce cas est la déficience relative en données sur cette variable pour les essences malagasy. Par ailleurs, l’infradensité n’est pas un facteur constant mais dépend entre autres de l’essence, du tempérament de l’essence, de la fertilité du sol, des conditions environnementales (Fearnside, 1997 ; Williamson and Wiemann, 2002; Baker et al. 2004 ; Muller-Landau, 2004). Bien que des bases de données existent, il y a lieu de se demander si le stock de carbone obtenu à partir de valeurs locales d’infradensité est significativement différent du stock de carbone calculé sur la base de valeurs de l’infradensité issues des bases de données. Les valeurs d’infradensité locales se comprennent ici comme étant des valeurs déterminées à partir de carottes de sondage prélevées sur des arbres appartenant à la forêt d’étude. L’hypothèse principale avancée est que les stocks calculés à partir de ces données, selon leur origine, sont significativement différents. Afin de vérifier cette hypothèse, cette étude a défini deux approches générales qui se distinguent fondamentalement par l’origine des valeurs de l’infradensité utilisées dans l’estimation du stock de carbone. Les différences sur les stocks de carbone observés ont ensuite été comparées statistiquement.
Détermination de l’infradensité selon l’approche 1
Sélection des espèces et des individus
Seuls les arbres et arbustes de diamètre supérieur à 5cm ont été considérés. Ils représentent 96% des espèces recensées par Rajaonera. Sur la base de la liste floristique établie par Rajaonera, comptant 70 espèces, l’ambition a été de d’obtenir des carottes sur toutes les espèces à raison de 5 individus par espèce au minimum, 10 étant l’effectif recommandé (Cornelissen et al. 2003). Toutefois, au terme des travaux de terrain réalisés en juillet et août 2012, cette ambition d’obtenir des carottes sur toutes les espèces recensées avec les effectifs recommandés n’a pas été réalisée. Certaines espèces n’ont pas été rencontrées tandis que sur d’autres, seule une ou deux carottes ont été obtenues, des effectifs jugés inadéquats (Williamson and Wiemann, 2010). Par conséquent, pour les besoins de l’étude nous étions contraints de construire une forêt à composition floristique hypothétique. Cette forêt est composée par les espèces sur lesquelles au moins 03 carottes de sondage ont pu être prélevées. La forêt hypothétique est ainsi constituée de 44 espèces d’arbres et d’arbustes, réparties dans 35 genres et 33 familles (Tableau 1) soit 30 espèces de moins que celle de Rajaonera (73 espèces, 52 genres et 42 familles tout type biologique confondu). Il importe toutefois de mentionner que les espèces abondantes recensées par Rajaonera figurent dans la forêt hypothétique à l’exception de Vaccinium sp. En se basant sur l’abondance de chacune des espèces recensées, la forêt hypothétique représente 78% de la forêt naturelle de Mandraka (Annexe 3). La composition floristique de chaque placette représentative de chacun des reliquats a été de ce fait adaptée à cette nouvelle donne, mais en gardant les valeurs pour le diamètre et la hauteur correspondant à chacun des arbres inventoriés. C’est sur la base de cette forêt hypothétique que la biomasse aérienne et le stock de carbone ont été calculés. La correspondance entre noms vernaculaires et noms scientifiques a été établie sur la base des travaux de Rajaonera. Toutefois, les noms scientifiques pour 04 espèces (Felamborona, Hafomerika, Hafombintanina et Mongolahy) n’étaient pas reportés. Leurs noms scientifiques ont été obtenus sur la base d’herbiers que nous avons prélevés et fournis pour identification par le Parc botanique et zoologique de Tsimbazaza (PBZT). Les noms des auteurs proviennent de la base de données Tropicos (MBG, 2010). En outre, le calcul de l’abondance de chaque espèce, une information nécessaire dans l’approche 2, a été également effectué sur la base de cette forêt hypothétique (Annexe 4).
Les prélèvements d’échantillons de bois ont été effectués sur des individus sains, c’est-à-dire ne présentant ni creux ni pourriture à l’intérieur de leur tronc. Ces individus ont été choisis au hasard, indépendamment de leur diamètre, en empruntant les layons existants. Les noms vernaculaires des espèces ont été fournis par un guide local, puis confirmés par des prélèvements d’herbiers, pour les espèces les plus difficiles à identifier. Avant chaque extraction, les informations suivantes ont été enregistrées sur une fiche de collecte de données : la date de prélèvement, les coordonnées géographiques du point de station du groupe électrogène, le numéro de l’arbre, son nom vernaculaire et son diamètre à 1.30 m (Annexe 5). Les signes (*) et (**) dans le Tableau 1 signifient madagascariensis et var. lucidopsis respectivement. *** indique que ces noms scientifiques proviennent du PBZT.
Choix de la forme des éprouvettes pour caractériser l’infradensité d’un arbre
L’infradensité varie radialement de la moelle à l’écorce. Ces variations peuvent être importantes ou légères, dépendant de l’espèce, du tempérament de l’espèce, de la fertilité du sol, de l’âge, du diamètre ou d’autres facteurs non encore connus (Wiemann and Williamson, 1988, 1989a, 1989b ; De Castro, Williamson and De Jesus, 1993 ; Parolin, 2002 ; Woodcock and Shier, 2003 ; Williamson and Wiemann, 2010). Etant donné la variation radiale de l’infradensité, le moyen de caractériser l’infradensité d’un tronc nécessite le prélèvement soit d’un disque de bois soit d’une carotte complète de la moelle à l’écorce (Williamson and Wiemann, 2010). Pour ne pas abattre les arbres, l’infradensité de chaque arbre sur pied a été estimée par une méthode non destructive, à partir de carottes prélevées à l’aide d’une tarière électrique alimentée par un groupe électrogène (Photo 1B). Cet équipement est constitué d’une perceuse électrique, d’un fil-rallonge (Photo 1A) et d’une mèche de 46 cm de long et de 15 mm de diamètre interne (Photo 1B). Le diamètre à 1.30 m des arbres sur lesquels ont été prélevées les carottes a été mesuré avec un ruban dendrométrique. Les coordonnées géographiques des points de station ont été enregistrées à l’aide d’un GPS.
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Table des matières
1 Introduction
2 Matériels et méthodes
2.1 Problématique
2.2 Hypothèses
2.3 Démarche générale
2.4 Site d’étude
2.4.1 Caractéristiques du site
2.4.2 Caractéristiques des placettes d’inventaire
2.5 Equation allométrique
2.6 Affectation d’une valeur de l’infradensité par espèce
2.7 Détermination de l’infradensité selon l’approche 1
2.7.1 Sélection des espèces et des individus
2.7.2 Choix de la forme des éprouvettes pour caractériser l’infradensité d’un arbre
2.7.3 Prélèvement des carottes de sondage
2.7.4 Découpe des carottes obtenues
2.7.5 Calcul de l’infradensité
2.8 Détermination de l’infradensité selon l’approche 2
2.9 Détermination de l’infradensité selon l’approche 3
2.9.1 Bases de données consultées
2.9.2 Procédure d’attribution des valeurs d’infradensité pour chaque espèce
2.10 Comparaison des valeurs d’infradensité par approche
2.11 Estimation de la biomasse aérienne, du stock de carbone et comparaison des approches
2.12 Expression de ID en fonction de D12
2.12.1 Détermination de la densité à 12%
2.12.2 Expression de ID en fonction de D12
3 Résultats
3.1 Valeurs d’infradensité par approche
3.2 Stock de carbone par approche
3.3 Equation de passage de D12 vers ID
4 Discussions
4.1 Acquis de la recherche
4.2 Limite de l’étude
4.3 Valeurs d’infradensité par espèce calculées dans cette étude
4.4 Relation entre ID et D12
4.5 Vérification des hypothèses
5 Conclusion
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