Limite méthodologique

Comme Géhu l’exprime si justement : “ Si la phytosociologie reste fondée sur la priorité donnée à la composition floristique, elle a abandonné les “ exagérations de la fidélité ” des espèces réparties en caractéristiques de divers ordres au profit de la

Chapitre 5 Modèle théorique d’évaluation de l’état de conservation des habitats forestiers

Table 5.9: Evaluation pour le paramètre « EC3 - Structure & fonctions » des habitats forestiers d’intérêt communautaire français par domaine bio- géographique d’après la table de critère basée sur les fréquences des modèles de distribution d’abondance ajustés à l’échelle des commu- nautés. rappel pour mémoire de évaluation 2006 (- = inconnu ou non évalué)

Etat de conservation Habitat (EUR27) Eval. 2006 Eval. 2013 proposé

9110 ALP - FV 9110 CON U1 U1 9120 ALP - FV 9120 ATL U2 U2 9120 CON - U1 9130 ALP - FV 9130 ATL U1 U1 9130 CON U1 U1 9140 ALP - FV 9140 CON - FV 9150 ALP - FV 9150 ATL - FV 9150 CON - FV 9150 MED - FV 9160 ATL - U1 9160 CON - U1 9170 CON FV U1 9180 ALP - FV 9180 ATL - U1 9180 CON - U1 9190 ATL - U1 9190 CON U1 U1 91D0 CON U1 U2 91E0 ALP U2 FV 91E0 ATL U2 FV 91E0 CON U2 U1 91E0 MED U2 FV 91F0 ATL U2 U1 91F0 CON U2 FV 9230 ALP - FV 9230 ATL U1 U1 9230 MED - FV 92A0 MED U2 FV 9260 ALP U2 FV 9260 ATL U2 U1 9260 CON U2 U1 9260 MED U2 FV 9340 ATL - U1 9340 MED FV FV 9410 ALP - FV 9410 CON - U1 9420 ALP - U1 9430 ALP - FV 9430 CON FV U1 98

Figure 5.4.1: Courbe de Gini-Lorenz (Pareto) pour le 9110 CON (n=1000 simulations)

notion plus réaliste et plus universelle de “ combinaison floristique ” caractéristique ou différentielle. ” Nous pensons que la création de ” métacommunautés ” ne contredit pas ces propos et renforce, compte tenu du grand nombre de relevés et du nombre de répétitions (n=1000), la notion de combinaison floristique. Nous avons choisi pour notre approche un certain type de conversion des coefficients d’abondance-dominance en couvert, à la fois le plus usité et celui qui représente les meilleures corrélations avec la biomasse, l’estimateur le moins biaisé [Moelder 8, Whittaker 65, Wilson 91, Wilson 1]. Nous verrons une application empirique dans le chapitre suivant.

D’autre part, nous avons autant que possible réduit la variance de la date du relevé mais cela n’a pas toujours été possible. Il aurait été interessant de calibrer les modèles de distribution d’abondance uniquement avec des relevés pour la pé- riode 2006-2012. Bien évidemment, le nombre de relevés par habitat générique est très réduit, moins de 100 relevés !. Or, la variabilité des communautés végétales du tapis herbacé des habitats forestiers tempérés est attestée depuis de nombreuses années [Al-Mufti 77]. A cette variabilité temporelle s’ajoute celle du cycle sylvi- cole. De même, il est attesté que la structure et la composition du tapis herbacé sont déterminées par des paramètres d’abondance [Barbier 09] et de composition de la strate arborescente [Auclair 71, Moelder 8]. C’est pourquoi, tous les relevés retenus sont des relevés effectués dans les phases de maturité des peuplements fo-

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Figure 5.4.2: Liste des espèces typiques du 9110 continental

restiers avec des couverts fermés. Ce qui est confirmé par l’ajustement des modèles de distribution d’abondance à des distributions de Zipf ou ZPM.

Ceci étant, des analyses de la variabilité de l’abondance des espèces selon les phases sylviculturales et/ou sylvigénétiques seraient indispensables dans le cadre de la surveillance et la mise en place du futur réseau. Dans ce cas, les modèles de dis- tribution d’abondance ajustés permettraient de suivre dans le temps la structure numérique et fonctionnelle des communautés et de prédire l’état de conservation comme nous avons commencé à le démontrer.

La notion et la définition des listes d’espèces typiques, dans le cadre de la DHFF, doit rapidement aboutir et de façon harmonisée à l’échelle des domaines biogéogra- phiques. D’ores et déjà, les documents de travail indiquent que ces espèces doivent indiquer un état de conservation favorable. La surveillance de l’espèce doit être non-destructive et il doit y avoir une méthodologie documentée. L’espèce doit être facilement identifiable, idéalement par des non experts. L’aspect géographique doit être pris en compte, une « espèce typique » n’a pas besoin d’être présente dans toute l’aire de répartition de l’habitat. Les « espèces typiques » sont susceptibles d’être relativement peu communes, mais toujours assez présentes dans la plupart des sites accueillant l’habitat en question. En se basant sur le rang d’abondance relative des espèces, la probabilité de les observer est nécessairement augmentée.

Enfin, le choix d’« espèces typiques » ne devrait pas être limité aux plantes vas- culaires. La prise en compte des autres espèces végétales, notamment la bryoflore, d’autant plus que certaines d’entre elles figurent dans les annexes II, IV et V de la DHFF. Mais des problèmes liés à l’estimation de leur abondance, à leur détermina- tion, souvent affaire de spécialiste limitent leur intégration dans les listes d’espèces typiques. Pourtant, ce sont de bons indicateurs car ces organismes répondent plus rapidement à certains changements environnementaux comme la qualité de l’air, la l’hygrométrie notamment. La prise en compte d’autres taxons, comme la fonge, les cortèges d’oiseaux, d’insectes, de mammifères n’a pas été abordé dans notre étude.

Grâce à notre approche, le nombre d’espèces à retenir par habitat n’est plus arbitraire : il est fonction de la distribution d’abondance de l’ensemble de la com- munauté. Ceci peu conduire dans certains cas à des listes d’espèces assez longue (e.g. 91F0) et donc peu opérationnel pour la qualification de l’état de conservation à l’échelle des sites.

C’est pourquoi, il est nécessaire d’analyser la place de chacune des espèces dans la communauté en se focalisant sur les plus abondantes ou les plus fonctionnellement indispensable. Enfin, il est nécessaire d’améliorer les connaissances en lien avec les flux de matières, notamment de la matière organique (MO) et son devenir (minéralisation, humification).

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