Identifications des facteurs modulant les impacts écologiques du Xénope lisse

Les changements globaux actuels sont la cause majeure de la récente érosion de la biodiversité, entrainant une hausse de l’extinction des espèces, de leurs populations et de leurs habitats (Vitousek et al., 1997). L’influence humaine est majeure dans cette érosion, en raison des activités anthropiques qui, en plus de détruire, fragmenter et surexploiter les écosystèmes, introduisent de nouvelles espèces fragilisant encore plus la biodiversité et les milieux (Vitousek et al., 1997). En effet, considérées comme « troisième cause de l’érosion de la biodiversité mondiale » les espèces exotiques envahissantes (EEE) ont un impact fort sur les espèces autochtones et les écosystèmes avec des répercussions à la fois écologiques, sanitaires et économiques (Simberloff et al., 2013; Early et al., 2016). Une EEE est une « espèce introduite volontairement ou accidentellement par l’Homme, dans un nouveau territoire hors de son aire de distribution naturelle » (UICN France, 2015). Leur introduction est généralement le résultat des activités humaines (élevage, agriculture, horticulture, zoo…), mais peut aussi être liée à des transferts involontaires lors de transports, facilités par la mondialisation (Hulme, 2009; Early et al., 2016). Pourtant, une espèce exotique ne devient invasive qu’à condition d’être importée, introduite, de parvenir à s’acclimater et à s’établir, à se reproduire et enfin à se disperser (UICN France, 2015; Havel et al., 2015). De ce fait, seulement 1 espèce introduite sur 1 000 devient envahissante (Williamson & Fitter, 1996). Toutes ces espèces possèdent des caractéristiques communes qui leur confèrent un avantage compétitif sur les autres espèces, puisqu’elles ont généralement « une capacité de reproduction importante », un cycle de développement plus rapide que les espèces locales, une meilleure « capacité d’adaptation et de résistance » face aux perturbations du milieux et une quasiabsence de prédateurs (UICN France, 2015).

Les invasions biologiques sont particulièrement nombreuses au sein des zones humides qui peuvent devenir de véritables corridors de dispersion pour les EEE (Muirhead & Macisaac, 2005). Ces types de milieux incluant tous les habitats d’eau douce permanents ou temporaires permettent le maintien de processus hydrologiques, biogéochimiques et biologiques, fournissant ainsi de nombreux services écosystémiques (Ramsar Convention on Wetlands, 2018). Malgré la richesse de ces écosystèmes, les invasions biologiques sont souvent facilitées si les habitats sont simplifiés et dégradés (Havel et al., 2015; Alexander et al., 2015), donnant l’opportunité aux EEE d’exploiter des « niches » rendues vacantes par différentes perturbations (Elton, 1958; Catford et al., 2009; Dlugosch et al., 2015; Strecker & Brittain, 2017). Une fois introduites, les EEE ont des conséquences importantes notamment sur la biodiversité des milieux aquatiques (prédation, compétition, hybridation, transmission de pathogènes) et sur le fonctionnement écologique des écosystèmes, entrainant une modification de la chaine trophique et des paramètres abiotiques tels que le pH, la sédimentation ou la température (ONEMA, 2015a; Strayer, 2010; Havel et al., 2015). Pour contrer cela, il est nécessaire de mettre en place des méthodes de gestion afin de supprimer ou d’atténuer l’impact de ces espèces. Mais les méthodes actuelles demandent souvent des moyens humains, techniques et financiers importants. Par exemple, le piégeage des écrevisses de Louisiane (Procambarus clarkii) dans les petits plans d’eau du parc naturel régional de Brière (44), a demandé, entre 2009 et 2012, plus de 10 000  pièges demandant 3 408h de pose sur le terrain pour un résultat mitigé et difficilement applicable dans des systèmes de grande taille (ONEMA, 2015b). Pour pallier ce manque de gestion efficace, les scientifiques et gestionnaires misent aujourd’hui sur des actions en amont de l’invasion par de la prévention et de la surveillance (UICN France, 2015). En effet, les exemples d’éradication réussies d’EEE existent mais demandent souvent une détection précoce de l’invasion, une connaissance suffisante de l’espèce et une coopération renforcée entre les gestionnaires (Simberloff, 2009). Malheureusement, ces actions de gestion deviennent extrêmement difficiles lorsque l’espèce est très dispersée, comme c’est le cas du Xénope lisse.

Le cas particulier du Xénope lisse 

Le Xénope lisse (Xenopus laevis), est un amphibien originaire d’Afrique du Sud qui possède un fort dimorphisme sexuel entre les mâles et les femelles (Figure 1), et qui a été exporté dans le monde entier à partir des années 30 pour répondre aux besoins de modèles « animaux » dans les cliniques, mais également comme animal de compagnie (Van Sittert & Measey, 2016). Cette espèce a été largement utilisé pour les tests de grossesse et la recherche en embryologie, biologie cellulaire, biochimie et en génétique (Van Sittert & Measey, 2016). De ce fait, de nombreux centre d’élevage de l’espèce ont été créés à travers le monde, et notamment un en France dans la commune de Bouillé-St-Paul dans le Nord des Deux-Sèvres. C’est à partir de là que cette espèce a été introduite à partir des années 1980 en France (Grossolet et al., 2005). L’aire de répartition du Xénope lisse atteignait 207 km² en 2012 (Measey et al., 2012), et s’étend aujourd’hui jusqu’au Lac de Grand Lieu en Pays de Loire (à plus de 100 km du point d’introduction) couvrant aujourd’hui une vaste zone colonisée appelée « le grand noyau » (Figure 2). L’espèce se propage encore en raison de la présence importante de points d’eau dans la région (3,5/km²) connectées aux réseaux hydrographiques (Measey, 2016; Vimercati et al., 2020), et de sa capacité à parcourir jusqu’à 2 km/an (Measey, 2016). La présence du Xénope lisse impacte négativement les populations locales, et notamment les populations locales d’amphibiens et les communautés de macroinvertébrés aquatiques par prédation directe et compétition (Courant et al., 2017b, 2018a). En présence de cet invasif, les mares voient la richesse spécifique de leurs amphibiens et la proportion des macroinvertébrés aquatiques diminuer significativement (Lillo et al., 2011; Courant et al., 2018a, 2018b).

En France, le projet LIFE CROAA (Control stRategies Of Alien invasive Amphibians), financé en partie par la Commission Européenne, permet la mise en place de politiques et de législations Européennes sur le plan environnemental. Spécifiquement le volet « Nature et Biodiversité » a pour objectif de restaurer et protéger la nature en Europe et lutter contre la perte de biodiversité dans le cas d’une invasion biologique par exemple. Le LIFE CROAA est porté par la Société Herpétologique de France (SHF), et cible depuis 2016 deux EEE d’amphibiens : le Xénope lisse présent principalement dans les Deux-Sèvres (79), le Maine-et-Loire (49) et la Vienne (86) ; et la Grenouille taureau (Lithobates catesbeianus) présente en Dordogne (24), en Gironde (33) et en Loir-et-Cher (41). L’expertise scientifique du projet concernant le Xénope lisse, est coordonnée par l’Université d’Angers. Depuis 2016, les acteurs du LIFE CROAA ont pour objectif de réduire les impacts du Xénope lisse. Pour cela, des méthodes d’éradication comme l’installation de nasses, de bourriches ou l’utilisation de filets de pêche, ainsi que des méthodes de confinement des stations d’épurations ont été mises en place pour contenir l’espèce. Cependant, les derniers bilans montrent que ces méthodes n’ont qu’une portée locale et partielle en raison du nombre limité de points d’eau visité et du nombre de personnel insuffisant sur le terrain. À large échelle, les méthodes actuelles ne sont pas suffisamment efficaces pour diminuer la propagation de cet invasif.

Présentation et caractérisation des mares 

La zone d’étude se situe dans l’Ouest de la France, principalement sur 3 départements : les DeuxSèvres (79), le Maine-et-Loire (49) et la Vienne (86). Pour prospecter les zones colonisées par le Xénope, 60 points d’eau ont été présélectionnés de 1,5 km à 27 km autour du point d’introduction de BouilléSt-Paul où l’espèce a été introduite (Grossolet et al., 2005). Les plans d’eau sélectionnés doivent répondre à différents critères afin de réaliser des comparaisons robustes : ils doivent héberger des Xénopes, mesurer moins de 1 000 m² et ne pas contenir de poissons, connus pour être des prédateurs des amphibiens (Sanders et al., 2015) et dont la présence peut entrainer des biais dans notre étude en combinant avec l’effet de la présence du Xénope lisse (Shulse et al., 2012). Afin d’identifier des facteurs environnementaux pouvant affecter la présence des espèces, des mares de typologies le plus divers possible ont été sélectionnées (Figure 3). Ainsi, 43 mares ont été retenues (Figure 4) situées en moyenne à 11 km autour du point d’introduction, dont l’accord de prospection a été accordé par les propriétaires. Elles sont regroupées par groupe de 4 mares de taille hétérogène et suffisamment proches pour être échantillonner dans la même journée. Les mares ont été visitées au cours de deux sessions réalisées du 20 avril au 8 mai 2021 et du 7 juin au 24 juin 2021.

Les caractéristiques abiotiques des mares sont relevées sur le terrain. Ces mesures descriptives ont pour objectif de caractériser l’état de la mare au moment de l’échantillonnage. Les données sont reportées sur une fiche terrain (Annexe 1) et renseignent les informations suivantes :
– La surface en eau de la mare mesurée par l’intermédiaire de deux applications de mesure de surface par signal GPS (Measure Area et GPS Fields area measure).
– Le pourcentage des pentes de plus de 70° (estimé visuellement par l’observateur).
– La turbidité de l’eau, évaluée lors des deux sessions, à l’aide d’un turbidimètre (WTW Turb 430 IR/T). La valeur maximale entre les deux sessions est retenue pour les analyses.
– Le taux de nitrate mesuré à l’aide de bandelettes à nitrate JBL proaquatest easy, lors des deux sessions. Uniquement la valeur maximale est retenue pour les analyses.
– La nature du substrat évaluée en pourcentage par l’observateur qui sont par la suite transformés en trois catégories : Substrat minéral dur (de la dalle de pierre aux cailloux), substrat minéral meuble (des graviers au sables et argiles), substrats organiques (litières et vase) (Tachet et al., 2010). Pour les analyses, seul le type de substrat dominant dans la mare est retenu.
– Le pourcentage de végétation terrestre, permettant d’estimer la couverture de végétation arborescente au-dessus de la mare.
– Le type d’alimentation hydrique de la mare.
– Enfin les données de contexte en termes d’occupation du sol, de gestion et d’utilisation éventuelle de la mare par l’homme ou le bétail.

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Table des matières

Table des matières
Remerciements
Liste des figures
Liste des tableaux
Préambule
Introduction
Contexte
Le cas particulier du Xénope lisse
Objectifs et problématiques de l’étude
Matériel et méthodes
Présentation et caractérisation des mares
Techniques d’inventaire
Capture des Xénopes lisses
Capture des invertébrés aquatiques et des amphibiens natifs
Inventaire de la végétation aquatique
Analyses Statistiques
Résultats
Bilan de la campagne de collecte
Effet des variables environnementales sur les invertébrés et les Xénopes
Discussion
Conclusion et perspectives de gestion
Bibliographie
Annexes

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