Étude prospective de l'impact des débroussaillements réglementaires sur la flore mellifère en Provence

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Étude prospective de l’impact des débroussaillements

réglementaires sur la flore mellifère en Provence

Taïna Lemoine

To cite this version:

Taïna Lemoine. Étude prospective de l’impact des débroussaillements réglementaires sur la flore mellifère en Provence. Sciences de l’environnement. 2010. �hal-02593323�

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UNIVERSITÉ P. CÉZANNE - AIX-MARSEILLE III FACULTÉ DES SCIENCES ET TECHNIQUES

CENTRE DE SAINT-JÉRÔME Avenue Escadrille Normandie Niémen

F-13.397 MARSEILLE CEDEX 20

Année 2009-2010

Etude prospective de l’impact des

débroussaillements réglementaires sur la flore

mellifère en Provence

Présenté par Timothée LEMOINE

Directeur de stage : Michel VENNETIER assisté de Jonathan Baudel

MASTER SET : "SCIENCE DE L’ENVIRONNEMENT

TERRESTRE" Master 2 Recherche BIOECO "Biodiversité et Ecologie Continentale" Institut Méditerranéen d’Ecologie et de Paléoécologie,

IMEP, UMR 6116 du CNRS CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Résumé :

Depuis plusieurs années, on observe une réduction des populations de pollinisateurs, notamment celles des abeilles domestiques et sauvages. Depuis 2003, la loi sur le débroussaillement réglementaire contre l’incendie est appliquée plus strictement en France, augmentant ainsi les surfaces débroussaillées. Les apiculteurs s’inquiètent d’éventuelles répercutions de ces débroussaillements sur la production et la santé de leur cheptel. C’est dans ce contexte que se situe cette étude prospective sur l’impact des débroussaillements réglementaires en Provence, sur la flore mellifère et le potentiel apicole des garrigues et des peuplements de résineux clairs. Pour cela, nous estimons notamment l’effet de ces débroussaillements sur la floraison autant d’un point de vue quantitatif que qualitatif. Le débroussaillement réduit le recouvrement des espèces mellifères et la quantité d’éléments floraux, ceci étant particulièrement vrai pour Rosmarinus officinalis. Il est donc défavorable à la flore mellifère et au potentiel apicole. Toutefois, la sauvegarde d’alvéoles de Rosmarinus

officinalis mâtures ou un débroussaillement plus sélectif contribueraient certainement à

limiter les impacts du débroussaillement sur le potentiel apicole.

Mots clés :

Débroussaillement réglementaire ; Flore mellifère ; Potentiel apicole ; Pollinisateurs ; Provence.

Abstract :

For several years, a reduction of the population of pollinators, particularly those of domestic and wild bees was observed. Since 2003, the law on the statutory clearing against fire is more strictly implemented in France, increasing cleared surfaces. Beekeepers worry about possible effects of these clearings on the production and health of their livestock. This is the framework of this study on the impact of the statutory clearings in Provence, on the nectar flora and the beekeeping potential of scrublands and of clear conifer stands. For that purpose, we assessed the effect of these clearings on the flowering quantitatively and qualitatively. The clearing reduces the cover of nectar species and the quantity of flowers, particularly for Rosmarinus officinalis. It is thus unfavourable to the nectar flora and the beekeeping potential. However, the protection of large Rosmarinus officinalis or a more selective clearing would certainly contribute to limit the impacts of the clearing on the beekeeping potential.

Keywords :

Statutory clearing ; Nectar flora ; Beekeeping potential ; Pollinators ; Provence.

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Remerciements

Avant de présenter ce mémoire, je tiens à remercier profondément différentes personnes.

Je tiens tout particulièrement à remercier Michel VENNETIER qui a accepté de m’encadrer, et qui a témoigné une grande attention à la réussite de ce travail. Je lui suis très reconnaissant, pour son aide tout au long de ce stage, sa disponibilité, ses conseils et la confiance qu’il m’a témoignée.

Je tiens à remercier Jonathan BAUDEL, mon partenaire dans ce travail, pour son aide précieuse, ses conseils et son soutien.

Je remercie le laboratoire du CEMAGREF d’Aix-en-Provence, notamment Bernard

ABRIAL, son responsable. Je remercie particulièrement l’équipe EMAX (UR Écosystèmes

méditerranéens et risques) sans qui ce stage n’aurait pas été possible. Je remercie aussi toutes ces personnes qui m’ont aidé d’une façon ou d’une autre. Je remercie ainsi Willy MARTIN (qui m’a aussi accepté dans son bureau), Christian RIPERT et Roland ESTEVE qui m’ont été d’une aide précieuse lors de la phase de terrain (ainsi que pour leur bonne humeur) ; Annabelle RIVOAL, Anne GANTEAUME, Antoine TRIBOTTE, Bernard

PREVOSTO et Philip ROCHE pour leurs conseils ; les apiculteurs qui nous ont aidé dans

ce projet, notamment Cyril FOLTON (initiateur du projet) ainsi que René CELSE (qui nous a fourni une liste détaillée des plantes mellifères) ; ainsi que tous les gestionnaires des débroussaillements qui nous ont fourni les données de débroussaillements indispensable à ce projet.

Je remercie aussi l’équipe de formation du Master 2 BIOECO, et plus particulièrement

Valérie ANDRIEU-PONEL sa responsable, qui nous a permis de réaliser ce stage.

Enfin, je veux remercier tout la promotion 2009-2010 du Master 2 BIOECO qui à permis par sa bonne ambiance, sa bonne humeur et son soutien de me donner de l’ardeur au travail dans les moments difficile. Merci a Fériel pour avoir sut donner une touche féminine à cette promo. Merci Fred pour ton coaching sportif. Merci Jeff pour tes émotions face à l’épopée de l’OM. Merci Kévin pour ces pauses café chez toi entre midi et deux, au premier semestre. Merci Laurent pour ton humour. Merci Thomas pour nos débats culturels.

A vous tous un très grand merci !

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Sommaire :

1. Introduction : ………p.1 2. Etat de l’art : ………..…….……..…p.2 2.1. Biodiversité et milieu méditerranéen : ………....…p.2 2.2. Incendies et moyens de lutte en Méditerranée : ………..…...……p.2 2.3. Impact des opérations de débroussaillement : ………..….……p.4 2.3.1. Impact sur la flore : ………....…p.4 2.3.2. Impact sur le sol : ………..………...……p.6 2.3.3. Impact sur les pollinisateurs : ………..………...…..……p.7 2.4. Evaluation floristique : ………..……….…..……p.8 2.5. Eléments utilisé pour notre étude : ………..………….…...……p.9 3. Matériel et Méthodes : ……….………...…p.10 3.1. Etablissement du plan d’échantillonnage : ………..………...…p.10 3.2. Phase de prospection : ………p.11 3.2.1. Le matériel de données : ……….……….…p.11 3.2.2. Prospection : ……….……..…..…p.13 3.3. Protocoles : ………..….…p.13 3.3.1. Description des sites : ……….………..…p.13 3.3.2. Intensité de floraison : ………..………...…p.15 3.4. Objectif de l’étude : ……….………...….……p.15 3.5. Analyses statistiques et SIG : ………..………...…p.16

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4. Résultats : ………..p.17 4.1. Le recouvrement : ………..………...…p.17 4.1.1. Impact du débroussaillement sur les recouvrements globaux par strate : .…p.17 4.1.2. Dynamique post-débroussaillement du pourcentage de recouvrement par strate : ……….………...…..…p.18 4.1.3. Recouvrement des espèces structurantes : ……….…..…p.18 4.1.4. Somme des coefficients de Braun-Blanquet des espèces structurantes et

mellifères : ………...……p.19 4.2. Le nombre d’espèces mellifères et leur occurrence : ………...………p.19 4.2.1. Impact du débroussaillement sur le nombre d’espèces mellifères : ……..…p.19 4.2.2. Nombre d’espèces par strate : ……….…...…….……p.20 4.2.3. Pourcentage d’occurrence pour quatre espèces mellifères : …..………p.21 4.3. Quantité d’éléments floraux : ………..…..………p.22 4.3.1. Impact du débroussaillement sur la quantité d’éléments floraux : ……...…p.22 4.3.2. Evolution post débroussaillement de la quantité d’éléments floraux : .……p.22 4.4. Qualité de floraison : ………...………....…p.23 4.5. Phénologie du Ciste : ……….…...……...…p.23 5. Discussion : ……….…p.24 5.1. Impact du débroussaillement sur la flore mellifère et le potentiel apicole : ..…p.24 5.1.1. Recouvrement : ………....…….…p.24 5.1.2. Flore mellifère : ………..…..……p.27 5.1.3. Potentiel apicole : ………...…..…p.28 5.1.4. Conclusions : ……….……...…….…p.29 5.2. Perspective d’amélioration du protocole : ………..……..……p.29 Références Bibliographiques : ………..……… p.31 Table des figures et des tableaux : ………...………….….p.38

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1. Introduction :

Depuis plusieurs années, et sur tous les continents, on observe une réduction des populations de pollinisateurs, notamment celles des abeilles domestiques et sauvages (Biesmeijer et al., 2006 ; Gallai et al., 2009). Cette diminution mes en danger la biodiversité en réduisant la reproduction et donc la survie de nombreuses plantes (Biesmeijer et al., 2006 ; Noordijk et al., 2009). L’agriculture, et plus particulièrement l’arboriculture et le maraichage, sont ainsi menacés (Steffan-Dewenter et al., 2005; Biesmeijer et al., 2006).

Depuis les feux de 2003, la loi sur le débroussaillement réglementaire contre l’incendie est appliquée plus strictement en France (Dossier de presse, Prévention des incendies de forêt 2008 - MAP), multipliant ainsi par trois les surfaces débroussaillées. Ces débroussaillements représentent désormais des dizaines de milliers d'hectares (Petanidou et Smets, 1995) le long des routes et des pistes, autour des habitations ainsi que des pare-feux. Dans ce contexte défavorable aux pollinisateurs, dont la diversité et les populations s’effondrent (Petanidou et Smets, 1995), les associations et syndicats d’apiculteurs de la région PACA s’inquiètent d’une éventuelle réduction du potentiel apicole de nombreux sites forestiers et périurbains du fait du débroussaillement. Les sécheresses récurrentes de ces dernières années n'ont fait qu’accroître leurs inquiétudes.

De nombreuses études ont déjà été menées sur l'impact du débroussaillement sur la biodiversité floristique et la structure végétale (e.g. Vieuville, 1985 ; Gomila, 1993 ; Diaz-Villa et al., 2003 ; Perez Ramos et al., 2008). Toutefois aucune étude ne s'est intéressée à son effet sur le potentiel mellifère. Si l’on connait la liste des fleurs intéressantes pour les abeilles, on ignore l'abondance comme la répartition spatiale et temporelle de ces floraisons dans les milieux perturbés par le débroussaillement.

C’est dans ce contexte que se situe ce projet d’étude sur quatre ans sur l’impact des débroussaillements réglementaires en Provence. Lors de ce stage, l’objectif est de réaliser l’étude prospective du projet. Nous avons ainsi constitué un plan d’échantillonnage et après avoir établit les protocoles de relevés, nous les avons testés. Nous avons également commencé à dégager des tendances afin d’orienter plus précisément le projet en lui-même. Afin de savoir quel impact a le débroussaillement sur la flore mellifère et le potentiel apicole, nous cherchons à répondre aux questions suivantes : Y a-t-il un impact du débroussaillement sur le couvert des espèces mellifère ? sur le nombre d’espèces présentes ? sur la quantité d’éléments floraux et donc sur le potentiel apicole ? Comment améliorer les protocoles initiaux pour optimiser la suite des travaux ?

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2. Etat de l’art :

2.1. Biodiversité et milieu méditerranéen :

Le bassin méditerranéen abrite un patrimoine biologique exceptionnel (Médail et Quézel, 1997, 1999 ; Allen, 2001 ; Grove et Rackham, 2001). Il fait partie d’un des 35 points chauds de biodiversité actuellement décrit dans le monde (i.e., « hotspots » ; Mittermeier et al., 1998 ; Myers, 1988, 1990 ; Reid, 1998) et est un des centres majeurs de la biodiversité floristique mondiale (Quézel, 1978, 1985 ; Greuter, 1991). L’empreinte de l’homme est forte et ancienne en Méditerranée (Barbero et al., 1990 a et b ; Quézel et Médail, 2003), influençant la composition floristique de cette région (Pons et Quézel, 1985 ; Blondel et Aronson, 1999 ; Zohary et Hopf, 2000). Elle conduit à l’homogénéisation des communautés végétale et animale (Covas et Blondel, 1998) et à une perte de biodiversité, mais aussi par certains côtés, à son maintien par entretien de mosaïques très variées d’écosystèmes.

Le climat méditerranéen a lui aussi largement contribué à modifier la structure et la dynamique de ces écosystèmes qui sont souvent le résultat de conditions de non-équilibre (Quézel et Médail, 2003). Il est considéré comme un climat de transition entre le climat tempéré et tropical sec (Emberger, 1933 ; Di Castri, 1981 ; Martonne, 1927 ; Peguy, 1970). C’est l’existence d’étés chauds et secs qui constitue le critère déterminant pour individualiser ce type de climat (Le Houerou, 2005). Le stress hydrique d’été est le principal frein au développement de la flore (Orshan et al., 1988) et coupe en deux la saison de croissance, ou la limite au printemps (Le Houerou, 1992). C’est donc ce climat particulier qui permet la présence d’une telle végétation en méditerranée (Quézel et Médail, 2003).

2.2. Incendies et moyens de lutte en Méditerranée :

En région méditerranéenne, le feu met chaque année en danger des vies humaines, provoque de forts coûts financiers (Gomila, 1993) et menace désormais de vastes étendues de forêts (Vennetier, 2006 ; Trabaud, 1989 ; Delabraze, 1985). Il est pourtant dans cette région un phénomène naturel et ancien (Amouric, 1985). Les scénarii notamment basés sur l’augmentation des régimes d’incendies et leur récurrence (Fire Paradox, 2005) montrent que la biodiversité méditerranéenne risque de s’appauvrir (Goldammer, 2000 ; De Montgolfier, 1990 ; Colin et al., 2001 ; Lentile et al., 2006 ; Vallejo, 1997). Toutefois, le feu n’a pas que des effets négatifs. La mosaïque paysagère dont est constitué l’écosystème méditerranéen dépend de son retour périodique (Parr et Andersen, 2006 ; Brockett et al., 2001 ; Andersen et

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Baker, 2006 ; Naveh, 1990) ainsi que de son intensité (Rulli et Rosso, 2007 ; Vilà-Cabrera et

al., 2008 ; Whelan, 2006 ; Donato et al., 2009). Ils permettent de régénérer la forêt et

d’entretenir sa dynamique (Kara et Bolat, 2009 ; Lloret et Vila, 1997 ; Bonnet, 2001 ; Montes

et al., 2004 ; Marell et al., 2007 ; Capitanio et Carcaillet, 2008) et ainsi de conserver sa

biodiversité (Médail et Quezel, 1997).

On observe, depuis quelques années, une réduction significative des surfaces incendiées

(www.promethee.com), notamment liée au développement des actions de prévention (Dossier

de presse, Prévention des incendies de forêt 2008 - MAP) et à une prise de conscience des populations (Amouric, 1985).

Depuis les années 1970, une politique volontariste a permis de doter le département des Bouches du Rhône d'importantes infrastructures de défense des forêts contre l'incendie (DFCI) (Direction Départementale de l’Agriculture et de la Forêt, à paraître) et ainsi de réaliser de vastes opérations de débroussaillement (Gomila, 1993). Le débroussaillement des coupures DFCI vise à protéger les biens et les personnes ainsi que le patrimoine forestier, en maintenant des conditions de sécurité qui permettent de lutter contre les feux, et en réduisant les risques d’éclosion d’incendies le long des routes et des habitations. Ils suivent un cadre législatif stricte (De Montgolfier, 1990 ; Colin et al., 2001) qui suit la loi d’orientation sur la forêt du 9 juillet 2001, qui oblige notamment à débroussailler 25m de large de part et d’autre des voies publiques, 10m pour les chemins privés et 50m autour des bâtiments et habitations.

En région PACA, les opérations de débroussaillements sont réalisées par différents gestionnaires : - l’ONF (l’Office National des Forêts)

- les FORSAP (Forestiers Sapeurs)

- les APFM (Auxiliaires de Protection de la Forêt Méditerranéenne) - le CG13 (Conseil Général des Bouches-du-Rhône)

- les propriétaires privés (OLD=obligation légale de débroussaillement). Dans certain cas, les gestionnaires lancent des appels d’offres à des entreprises privées, afin qu’elles réalisent ces opérations de débroussaillement.

Les débroussaillements sont effectués généralement tous les 3 ou 4 ans (Colin et al., 2001). On distingue cinq types de débroussaillements (Espace Mont Blanc, 2007) dont l’emploi dépend des conditions de mise en œuvre (Gomila, 1993) :

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- Le débroussaillement manuel, utilisé dans des situations topo-édaphiques difficiles et des sites sensibles, permet de favoriser les espèces les moins combustibles ou inscrites dans le cahier des charges (type coupure Natura 2000, présence d’espèces protégées).

- Le débroussaillement mécanique, qui ne peut être utilisé sur des situations topo-édaphiques difficiles a une forte incidence sur le sol et favorise les espèces rejetant de souche qui peuvent être très combustibles. Cette technique est la plus utilisée.

- Les débroussaillements chimiques emplois des phytocides (Barbero et al., 1988) ou des nanifiants (Delabraze, 1990), dont l’utilisation est de plus en plus réglementée et limitée.

- Le sylvopastoralisme, qui n’est applicable que sur zone à valeur nutritive suffisante, peut être, s’il est bien géré, très efficace pour l’entretien de débroussaillement (INRA, 1990).

- Le brûlage dirigé est particulièrement utilisée pour les entretiens de débroussaillement et son utilisation ne cesse de croître. Il peut être associé au pâturage (Legrand, 1992).

2.3. Impact des opérations de débroussaillement :

De nombreuses études ont été menées sur l’impact du débroussaillement (e.g. Maillet, 1986 ; AFOCEL-ARMEF, 1989 ; CEMAGREF, 1989 ; CEMAGREF, 2007). Certaines ont été réalisées sur l’évolution de la végétation et du sol après la coupe (e.g. Piriou, 1982, 1984 ; Khoury, 1984 ; Tatoni, 1988 ; Phamban, 1990 ; Loisel et al., 1985 ; Bonin et al., 1991), d’autres sur la dynamique des peuplements d’arthropodes frondicoles (Bigot et al., 1987,1988), et sur le peuplement muscinal (Hébrard et Loisel, 1991).

2.3.1. Impact sur la flore :

Le débroussaillement induit la simplification de la structure verticale, par l’ouverture de la strate arborée et la destruction de la strate arbustive. Il diminue ainsi le pouvoir tampon des arbres, augmentant la quantité de radiations lumineuses au sol et donc sa température (Vieuville, 1985). Associé à une circulation de l’air accrue, cet échauffement entraîne un assèchement du milieu. Ceci conduit à une régression sans disparition des espèces sciaphiles et favorise, particulièrement lors de la première année, l’extension d’espèces prairiales compétitives hélio-, thermo- et xérophiles, tel que : le Brachypode et la Fétuque (Gomila, 1993 ; Roberts et Gilliam, 1995 ; Fredericksen et al., 1999 ; Nagaike et al., 1999 ; Battles et 4 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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al., 2001 ; Beese et Bryant, 1999). Les modifications post-débroussaillement peuvent de cette

façon être quantifiées par le pourcentage d’espèces héliophiles apparues (Gomila, 1993). De fait, la proportion des ligneux hauts diminue au profit d’herbacées théro-, hémicrypto- et chaméphytes, donnant une impression d’enherbement (Gomila, 1993 ; Vieuville, 1985). On observe donc paradoxalement, un accroissement momentané de la diversité floristique α, augmentant l’hétérogénéité de la structure horizontale du peuplement, au détriment de la diversité-β (Diaz-Villa et al., 2003 ; Perez Ramos et al., 2008).

Après traitement, la résilience plus ou moins rapide de la végétation se fait à partir des rejets de souches et des diaspores disséminées par les espèces environnantes, surtout par anémochorie (Vieuville, 1985 ; Perez Ramos et al., 2008 ; Gomila, 1993). Ces stratégies sont typiques des plantes de Méditerranée, en réponse au feu (Pate et al., 1990 ; Canadell et Lopez-Soria, 1998). L’installation et le développement de ces espèces dépend majoritairement du degré d’ouverture et du stade évolutif atteint par la végétation avant le débroussaillement. Plus celui-ci est élevé, plus les variations floristiques sont importantes (Vieuville, 1985 ; Gomila, 1993). Un à trois ans après le débroussaillement, les espèces suffrutescentes (tel que : lavande, thym, Dorycnium, ciste, staehelin, calycotome) réapparaissent grâce à la diminution des strates supérieures, pouvant parfois former de véritable faciès monospécifique (Vieuville, 1985). Les espèces arbustives subissent fortement l’impact immédiat, mais acquièrent ensuite rapidement un développement supérieur à celui des zone non-débroussaillées. Cependant après quelques années, s’installe un semis d’espèces arborées. Par ombrage et par fermeture progressive du milieu bloquant la dissémination anémochores, il profite aux espèces zoochores (surtout ornithochores) et ombrophiles. Il permet ainsi au peuplement de revenir à son état initial (Gomila, 1993 ; Clark et Clark, 1989 ; Maranon et Bartolome, 1993). Le traitement ne détruit donc pas le groupement végétal, mais ne fait que l’affaiblir pour certaines espèces. Paradoxalement, cette résilience implique un retour à une richesse spécifique inférieure, principalement en diminuant le nombre d'espèce de prairie (Metzger et Schultz, 1984 ; Peet et Christensen, 1988 ; Decocq et al., 2004).

Les opérations de débroussaillement ont donc une incidence variable (Gomila, 1993 ; Reich et al., 2001 ; Zobel, 1997 ; Diaz-Villa et al., 2003) selon :

- l’intensité, la fréquence et le nombre d’intervention, qui ont un plus grand impact pour de fortes valeurs,

- le groupement végétal originel et les espèces, dont l’influence est plus marquée pour les formations forestières, qui subissent de fortes dégradations aboutissant à des

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peuplements arborés ouverts et riches en espèces de garrigues, de landes ou de pelouses,

- les conditions du milieu, avec un risque d’érosion accentué en pente,

- la surface traitée, qui si elle est grande a un temps de résilience plus long en raison de l’éloignement des semenciers,

- la période de fauche et la hauteur de coupe, les débroussaillements printaniers de faible hauteur étant les plus brutaux, ralentissant la capacité à rejeter de souche.

Les effets du débroussaillement devraient de ce fait être évalués à long terme afin de concevoir des pratiques durables de conservation (Scarascia-Mugnozza et al., 2000 ; Rees et

al., 2001).

En 1985, Vieuville montre ainsi que les garrigues à romarin ne sont pas détruites par le débroussaillement ; elles ne subissent qu’un blocage brutal de leur évolution. Elles restent cependant amputées de leurs résineux (genévrier, pin) et la reconquête par le romarin n’est pas réalisée partout. De même, les landes à Aphyllanthes, bien que fortement modifiées par le débroussaillement, ne sont pas détruites, même après plusieurs traitements. Il montre également qu’un débroussaillement récent provoque un enrichissement en espèces caractéristiques tel que : Genêt d’Espagne et l’Aphyllanthe de Montpellier, alors qu’il impacte négativement des espèces comme : genévrier, pin, chêne et lavande. L’auteur conclut que le débroussaillement provoque une dégradation, variable selon les situations, au niveau des groupements végétaux puisqu’on assiste à une migration vers des groupements de plus en plus dégradés, ouverts et riches en espèces herbacées. Il constate également que le temps de résilience des garrigues à Romarin est supérieur (12ans) à celui des landes à Aphyllanthes et des cistaies à calycotome épineux (6ans).

Des études montrent cependant, que dans certains cas, le débroussaillement impacte de façon positive ou neutre la richesse spécifique des plantes (e.g., North et al., 1996 ; Gale et

al., 1998 ; Jenkins et Parkers, 1999 ; Battles et al., 2001 ; Parr et Way, 1988; Schaffers, 2002 ;

Noordijk et al. 2009).

2.3.2. Impact sur le sol :

Après un débroussaillement, le sol s’appauvri par réduction de production de litière par les strates supérieures et exportation de la biomasse coupée. L’élimination des strates ligneuses soumet directement le sol à l’action des facteurs climatiques. L’ensemble de ces facteurs

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concourt à une diminution sensible de la qualité des sols après le débroussaillement (Gomila, 1993 ; Vieuville, 1985). Il en résulte que le sol présente alors :

- moins de matière organique et d’eau

- plus de calcaire actif et de calcaire total, plus d’érosion

- une modification du pH de même qu’un changement de la granulométrie : avec appauvrissement en élément fins et augmentation de la teneur en sable

Cristofari (1982) montrait ainsi, dans le département des Bouches du Rhône, une accentuation de la xéricité après traitement.

2.3.3. Impact sur les pollinisateurs :

La destruction d'habitat et la fragmentation des paysages naturels et semi-naturels sont les principales menaces pour les pollinisateurs (Goulson et al., 2005; Biesmeijer et al., 2006; Pauw, 2007; Grixti et al., 2009). Le débroussaillement n’est donc pas forcément néfaste pour les pollinisateurs (Noordijk et al. 2009), car bien qu’il détruise l’habitat initial, il pourrait permettre de créer un réseau écologique dans le paysage, agrandissant les habitats des insectes et réduisant leur fragmentation. En effet, dans un but de sauvegarde des populations de pollinisateurs, il a souvent été proposé de créer des refuges linéaires avec une végétation herbacée (Nicholls et al., 2001; Pywell et al., 2005; Öckinger et Smith, 2007; Söderström et Hedblom, 2007 ; Ries et al., 2001; Tikka et al., 2001 ; Cremene et al., 2005; Schmitt et Rákosy, 2007).

Le choix de la période de débroussaillement est important (Noordijk et al. 2009). L’abondance de pollinisateurs est directement influencée par l’abondance de fleurs, or, après traitement, les zones en sont exemptes. Du coup, effectué en pleine période de floraison, le débroussaillement est néfaste pour les pollinisateurs. Ses effets directs nuisent aux insectes, mais à long terme, un manque de gestion menera à la disparition d'habitat approprié (Morris, 1981; Fenner et Palmer, 1998; Cattin et al., 2003; Schmidt et al., 2008). Une rotation peut donc bénéficier aux pollinisateurs en leur fournissant des occasions d'alimentation continue sur les fleurs (Morris et Plant, 1983; Morris et Rispin, 1988; Chambers et Samways, 1998; WallisDeVries et al., 2002). Cependant, les itinéraires techniques doivent être simples et facilement applicables (Morris, 1991 ; Noordijk et al. 2009).

Une crise de pollinisation (perte de pollinisateurs) serait un vrai risque pour beaucoup de secteurs comme l’apiculture, mais aussi l’agriculture dont en dépend la production (Steffan-Dewenter et al., 2005; Biesmeijer et al., 2006). Noodijk (2009) montre une

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corrélation positive entre la diversité d’espèces à fleur et l'abondance en éléments floraux (boutons floraux + fleurs + reste floraux). L’étude des effets de la gestion sur les insectes pollinisateurs est donc devenue une question d'urgence croissante. C’est dans cet objectif que se place notre étude.

2.4. Evaluation floristique :

La stratification de la végétation méditerranéenne en étages bioclimatiques s’appuie sur une description de la composition floristique mise en relation avec une combinaison de variables climatiques (température, pluviométrie) (e.g. Braun-Blanquet, 1952 ; Emberger, 1930, 1955 ; Le Houerou, 2005 ; Ozenda, 1975). La température joue un rôle direct sur les limites d’espèces, à travers principalement ses valeurs extrêmes (Devaux et Le Bourhis, 1978). Elle est aussi un élément clef du bilan hydrique et contribue directement au stress hydrique des végétaux (Vennetier, 2007). Godron et al. (1968) constatent que la végétation n’atteint presque jamais l’idéal d’homogénéité qui permettrait de raisonner en toute rigueur. Ce phénomène est particulièrement visible dans les tranchées pare-feu, qui présentent souvent une grande hétérogénéité floristique. Il est alors difficile de rattacher la végétation de ces zones débroussaillées aux unités phytosociologiques déjà décrites et reconnues (Vieuville, 1985 ; Gomila, 1993).

Dans une étude sur les débroussaillements DFCI, Vieuville (1985) réalise à chaque relevé un couple de placettes témoin/débroussaillé, permettant une comparaison floristique entre les deux zones. Il considère également que l’étude du comportement de la végétation dans ces zones ne peut se faire que si l’on dispose de débroussaillements d’âges différents pour lesquels la date des traitements (création, entretien) est connue et où on a un témoin limitrophe (Vieuville, 1985). Les placettes sont rectangulaires car elles sont facilement délimitables et instalables, la forme circulaire étant mal adaptée pour les études des taillis sclérophiles à forte densité et structure complexe (Vieuville, 1985). Les surfaces inventoriées sont très variables (de 100 à 600m² le plus souvent) selon les études (Gilliam, 2002), mais une grande précision doit être apportée aux mesures de surface pour pouvoir extrapoler les valeurs pondérales obtenues à l’hectare (Vieuville, 1985).

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2.5. Eléments utilisé pour notre étude :

La végétation méditerranéenne est étudiée selon les strates de végétation A (0-0,50m), B (0,50-1m), C (1-3m), D (3-10m), E (>10m) (Lampin et al., 2004). Cependant pour l’étude de la floraison l’évaluation des strates supérieures (>4m) ne peut se faire du sol. Un nombre de strates est restreint est donc utilisé : A (0-0,50m), B (0,50-1m), C (1-4m) et D (>4m), résultant de l’expérience du terrain de différentes personnes.

Nous considérons comme une garrigue un peuplement dont le pourcentage de recouvrement de la strate D est inférieur à 20%. De même, la distinction entre garrigue haute et basse se fait à une hauteur moyenne d’un mètre (Lampin et al., 2004). Pour la détermination des peuplements (feuillus, résineux et mixtes) la définition du précis de sylviculture (2éme édition, L.Lanier, ENGREF, 1994) est utilisée. Elle dit qu’un peuplement est pur s’il comporte >75% de la même essence. Un peuplement ouvert est, quant à lui, défini comme un peuplement dont la strate D a un pourcentage de recouvrement compris entre 20% et 60%, et qu’il est >60% pour un peuplement fermé (Lampin et al., 2004).

Un échange avec les apiculteurs (l’association ADAPI, le syndicat SAP) a permis de recueillir leurs ressentis quant à l’impact du débroussaillement sur le potentiel apicole. Cela a aussi permis d’obtenir une flore mellifère de la région PACA réalisée par René Celse. De façon générale, la flore mellifère est composée de toutes espèces de plantes susceptibles d’être exploitées par les abeilles pour la récolte du nectar et/ou du pollen.

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3. Matériel et Méthodes :

Afin de répondre aux objectifs de cette étude, il a fallu d’une part définir un plan d’échantillonnage à l’échelle de la Provence, et d’autre part, rassembler les itinéraires techniques de débroussaillement auprès des responsables. Par la suite, pour effectuer l’enquête de terrain, deux protocoles ont été réalisés, l’un pour décrire les conditions du milieu et la structure de la végétation et l’autre pour évaluer l’intensité de floraison et son évolution dans le temps. Cette partie présente donc le choix des sites d’étude, les protocoles ainsi que les données recueillies puis les méthodes statistiques permettant leurs analyses.

3.1. Etablissement du plan d’échantillonnage :

Pour élaborer le plan d’échantillonnage de l’étude, nous avons décidé de prendre en compte les modalités suivantes : la région géologique, la potentialité forestière, le type de débroussaillement et le peuplement d’origine.

- La région géologique est prise en compte car elle est associée à des conditions abiotiques spécifiques et donc à un cortège d’espèces végétales particulier (Braatz-Bosche et Aboling, 2009). L’étude est réalisée sur deux régions géologiques distinctes : la Provence Calcaire et la Provence Siliceuse.

- La potentialité forestière permet quant à elle de juger plus finement des conditions environnementales stationnelles. Les conditions édaphique, topographique et climatique sont étudiées.

- Le type de débroussaillement permettra ou non de mettre en évidence l’hétérogénéité des réponses de la flore mellifère suivant la technique utilisée. Dans ce projet, l’impact des trois types de débroussaillement doit être étudié : le débroussaillement mécanique, manuel et le brûlage dirigé.

- Le peuplement d’origine permettra quant à lui de mettre en évidence les réactions au débroussaillement de différentes structures de végétation. L’étude porte sur quatre des principaux types de peuplements végétaux méditerranéens, chacun subdivisé en deux catégories de recouvrement. Nous aboutissons ainsi à huit types de peuplements d’origine : feuillus ouvert (20-60%) et feuillus fermé (>60%), résineux ouvert (20-60%) et résineux fermé (>60%), mixte ouvert (20-60%) et mixte fermé (>60%), garrigue/maquis (<20%) haut et garrigue/maquis bas (Lampin et al., 2004).

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Trois étages méditerranéens sont pris en compte : thermo-, méso- et supra-méditerranéen. Ils permettent d’établir un gradient climatique s’étageant des Alpes jusqu’à la Méditerranée. Les décalages phénologiques entre les étages seront mis en exergue du fait de facteurs climatiques différents en intensité et dans le temps.

L’étude prend aussi en compte l’aspect temporel : l’ancienneté, la récurrence et le pas de temps entre les débroussaillements, ainsi que l’historique des feux sur les zones d’étude. Ceci permet une meilleure compréhension de l’historique des évènements à l’échelle de la station.

3.2. Phase de prospection : 3.2.1. Le matériel de données :

Dans un premier temps nous avons recueilli auprès des apiculteurs, une liste des plantes mellifère de Provence. Nous avons également effectué une quinzaine de visites de sites de débroussaillement avoisinant leurs ruchers à l’occasion desquelles nous avons pu mieux comprendre les problématiques auxquelles ils sont confrontés.

En parallèle, nous avons récupéré les itinéraires techniques auprès des gestionnaires forestiers. Nous avons pu de cette façon obtenir les projets et les bilans des débroussaillements sous différentes formes (rapports, cartes, données SIG), concernant des périodes s’étalant de 2000 à 2010. Un premier traitement a été réalisé afin de vérifier, valider et transposer les données utilisables sous forme d’une base de données et d’une carte SIG (cf. Fig.1). Cette carte des débroussaillements par année a été superposée à la carte scan25 IGN de 2003 de la zone, ainsi qu’à la carte CRIGE (Centre Régionale d’Information GEografique) 2006 des types de végétation, et à la carte de l’indice climatique de Ripert et Vennetier (2002). Nous avons identifié sur la carte les zones de débroussaillement qui semblaient potentiellement intéressantes pour notre étude. Une première sélection des zones à visiter a pu être réalisée. 11 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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12 Figure 1. : CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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3.2.2. Prospection :

Après un premier repérage sur carte SIG, les sites répondant aux caractéristiques précédemment citées ont été visités. Afin d’harmoniser et de faciliter le relevé un tableau de prospection a été créé, où est noté : l’identifiant, la localisation, l’année de débroussaillement et le type de peuplement. En outre, les sites sont localisés à l’aide d’un GPS.

3.3. Protocoles :

La phase de terrain s’effectue tout au long de l’année et nécessite la présence de trois opérateurs par jour de terrain. Au moins un opérateur a participé à toutes les enquêtes, afin de garantir une certaine cohérence dans la notation des données. Chaque placette est localisée à l’aide d’un GPS THALES MobileMapper-CE (précision métrique), ses points étant ensuite importés sous ArcGis 9.2. Les sites de description doivent avoir une surface non débroussaillée homogène (témoin) d’au moins 400m² située dans une zone similaire plus large pour éviter les effets lisières et une zone limitrophe débroussaillée avec la même topographie que le témoin, ayant une surface suffisante pour réaliser deux ou trois placettes de 400m², surface habituellement utilisée pour les bases de données botaniques et phytosociologiques dans les formations forestières méditerranéennes françaises (Brisse et al., 1996 ; De Ruffray et al., 1989 ; Gachet et al., 2005). Une fois la placette délimitée dans une zone homogène, les différents indices décrit ci-après sont évalués.

3.3.1. Description des sites :

Dans un premier temps, l’objectif était de faire une description de nos placettes de relevés. Pour cela nous remplissons une fiche (cf. Annexe A.) qui permettait d’établir une description rapide de sa localisation, de sa végétation ainsi que de ses conditions topo-édaphiques. Pour ce dernier, nous avons utilisé l’indice topo-édaphique de Ripert et Vennetier (2002) (cf. Annexe B.). Nous lisions sur la carte appropriée la valeur de l’indice climatique associée à nos placettes (cf. Fig.2). De la même façon, nous avons retracé l’historique de la placette grâce à la carte des incendies (cf. Annexe C.). Enfin, par croisement des données de l’indice climatique et de celles de l’indice topo-édaphique, nous avons estimé la valeur de l’indice de potentialité forestière de nos placettes (cf. Annexe B.).

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14 Figure 2 : CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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3.3.2. Intensité de floraison :

Dans un deuxième temps, le but était de définir l’intensité de floraison sur nos placettes dans l’espace et dans le temps. Pour cela, plusieurs passages ont été effectués, où nous avons rempli à chaque fois une feuille de protocole de relevé floristique (cf. Annexe D.). Nous relevions ainsi la diversité végétale et l’abondance par espèce de nos placettes sur les quatre strates de végétation que nous avons identifiées : les strates A (0-0,50m), B (0,50-1m), C (1-4m) et D (>(1-4m). Dans les zones débroussaillées, nous avons bien identifié la végétation des éventuelles alvéoles préservées.

Afin de juger de l’intensité de floraison, nous avons réalisé une évaluation quantitative et qualitative de la floraison par espèces et par strates (cf. Annexe E). Elle tient compte de tous les éléments floraux des individus (boutons floraux / fleurs / reste floraux). Les espèces dont le recouvrement est inférieur à 5% ne sont pas individualisées et sont notées en bloc dans les groupes : ligneux et non-ligneux. Néanmoins, si le recouvrement d’un groupe dépasse 5%, nous estimons sa quantité de floraison globale.

Enfin, à l’aide d’un indice simple, l’indice BFR (Boutons floraux/Fleurs/Restes floraux) (cf. Annexe E.), nous évaluons par espèces la phénologie à chaque relevé. Ceci permet d’estimer l’évolution de la floraison au cours du temps.

3.4. Objectif de l’étude :

L’objectif de ce stage est de réaliser une étude prospective du projet. De ce fait, nous nous sommes limités à certaines modalités. En effet, en six mois, nous devions tester la fiabilité des protocoles et commencer à dégager quelques résultats afin d’orienter précisément nos choix pour la suite de l’étude. Au vu du temps imparti, nous avons décidé de réaliser l’étude exploratoire sur le débroussaillement mécanique et manuel de l’étage méso-méditerranéen en Provence calcaire sur des peuplements de résineux ouverts et de garrigues. Les débroussaillements étant effectués au minimum tous les cinq ans, nous nous sommes concentrés sur les travaux réalisés à partir de 2004.

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Parmi les sites géo-référencés lors de la phase de prospection, 21 sites correspondant aux modalités de l’étude exploratoire sont choisies (cf. Tableau 1 et Fig.2). La phase de terrain s’est donc déroulée de la fin février à la fin-mai et quatre opérateurs se sont relayés pour m’aider.

Année ID Localisat° Placette Année ID Localisat° Placette

2007 FB_T1 D1 4 2007 GB_T1 GB206 3

2006 SP_T2 SB105 4 2006 GB_T2 GB101 3

2005 EG_T5 AL111 3 2004 ET_T1 ET111 3

2010 CB_T1 CB112 2 2010 CB_T2 CB225 2

2008 MI_T2 D70a 4 2008 SP_T3 SB105 4

2006 MI_T1 PR201 3 2006 PE_T2 D67e 4

2005 PE_T3 RO110 4 2004 PE_T1 QT104 4

2008 RC_T3 SV209 4 2007 LB_T2 CC105 3 2007 LB_T3 CC105 3 2006 EG_T4 AL229 3 2006 EG_T3 AL117 3 2005 LB_T1 CC208 4 2004 EG_T1 AL119 3 Neutre chaud Peuplement d'Origine Potentialité Forestière IKR (exposit°/pente) E tage M és o -m édi te rr ané en Garrigue Peuplements résineux Frais

Tableau 1 : Tableau récapitulatif des 21 sites de relevé, pour les différentes modalités

étudiées lors de l’étude exploratoire.

3.5. Analyses statistiques et SIG :

Après avoir vérifié la normalité des données avec un test de Shapiro-Willk avec un seuil de 0,05, et les données ne suivant pas en totalité une loi normale (p>0,05), nous avons utilisé le test de comparaison multiple non paramétrique de Nemenyi (Nemenyi, 1963) avec un seuil de significativité de 0,05 pour la comparaison des données de recouvrement, les sommes des indices de Braun-Blanquet, les nombres d’espèces mellifère et les quantités d’éléments floraux. Ce test permet de comparer plusieurs groupes de données entre eux. Pour analyser les occurrences d’espèces nous avons utilisé le test de comparaison de proportion de deux échantillons indépendants, avec comme seuil de significativité U>1.96. Les différentes analyses ont été réalisées sous les logiciels : R 2.5.1 et STATGRAPHICS Centurion XV.

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4. Résultats :

4.1. Le recouvrement :

4.1.1. Impact du débroussaillement sur les recouvrements globaux par strate :

Dans les placettes témoins, le pourcentage de recouvrement du sol nu (strate O) est significativement inférieur aux autres strates (B, C, D) (8%). La strate A y est significativement la plus abondante (59%), alors que les strates B et C y ont des recouvrements du même ordre (35 et 30% ; Fig.3). Dans les placettes débroussaillées la strate A a un recouvrement significativement supérieur (72%) aux autres strates, puis c’est la strate O, ensuite la strate B, et pour finir : la strate C qui a le recouvrement le moins important (2%). Les strates B et C ont un recouvrement significativement plus faible dans les placettes débroussaillées que dans les placettes témoins alors que c’est l’inverse pour les strates A et O.

Figure 3 : Pourcentages de recouvrement globaux par strate A, B, C et O (sol nu) pour les

placettes débroussaillées et témoins. Le trait horizontal central correspond à la médiane.

Dans les peuplements de résineux clairs, le recouvrement de la strate D est significativement plus faible dans les placettes débroussaillées (20%) que dans les placettes témoins (36%). 17 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Les pourcentages de recouvrements des strates A, B, C et O ne sont pas significativement différents entre les garrigues et les peuplements de résineux ouverts étudiés ici.

Le débroussaillement a donc un impact sur la stratification de la végétation et sur le couvert de sol nu.

4.1.2. Dynamique post-débroussaillement du pourcentage de recouvrement par strate :

Aucune différence significative n’apparaît entre les différentes années de débroussaillement pour la strate A. Pour la strate B, il n’y a aucune différence significative entre années de débroussaillement sauf pour l’année 2010 où cette strate est absente. La strate C est absente pour les années 2010 et 2008 de débroussaillement puis est présente pour les autres années (2%), et augmente significativement pour l’année 2004 (5%). La proportion de sol nu (strate O) diminue avec l’ancienneté du débroussaillement.

Quelle que soit l’ancienneté du débroussaillement, les différences de recouvrement des strates entre les placettes témoins et débroussaillées sont significatives.

4.1.3. Recouvrement des espèces structurantes :

Les données obtenues ne permettent d’étudier que les recouvrements du chêne Kermès et du Brachypode, espèces dominantes des strates B et A respectivement. Au total, le chêne Kermès a un recouvrement significativement plus élevé dans les placettes débroussaillées que dans les témoins (indice de Braun-Blanquet respectivement d’environ 4 et 3). Il est significativement plus abondant en strate A dans les placettes débroussaillées que dans les témoins, et l’inverse pour la strate B. Le Brachypode est quant à lui significativement plus abondant dans les placettes témoins que débroussaillées.

Pour ces deux espèces, aucune différence de leur recouvrement n’apparait entre les deux types de peuplements étudiés ici.

Suite à un débroussaillement le chêne Kermès a un recouvrement plus important, et inversement pour le Brachypode.

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4.1.4. Somme des coefficients de Braun-Blanquet des espèces structurantes et mellifères :

La somme des coefficients de Braun-Blanquet pour les espèces structurantes ainsi que pour les espèces mellifères est significativement plus élevé dans les placettes témoins que dans les placettes débroussaillées. Les deux types de peuplements étudiés réagissent de la même façon et ne sont pas significativement différents à ce niveau là.

4.2. Le nombre d’espèces mellifères et leur occurrence :

4.2.1. Impact du débroussaillement sur le nombre d’espèces mellifères :

Le nombre d’espèces mellifères ne varie pas significativement entre les placettes témoins et débroussaillées (Fig.4). Pour les espèces dont le recouvrement est supérieur à 5%, il est significativement plus élevé dans les placettes témoins et pour les espèces dont le recouvrement est inférieur à 5%, il est significativement supérieur dans les placettes débroussaillées. Il n’y a pas de différence du nombre d’espèces mellifères entre les garrigues et peuplements résineux.

Figure 4 : Nombre d’espèces mellifères : en totalité, dont le recouvrement est supérieur à

5% et dont le recouvrement inférieur à 5%, entre placettes témoins et débroussaillées. Le trait horizontal central correspond à la médiane.

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Aucune variation du nombre d’espèces mellifères n’apparaît entre les différentes anciennetés de débroussaillement.

4.2.2. Nombre d’espèces par strate :

Dans les placettes témoins, le nombre d’espèces mellifères dont le recouvrement est supérieur à 5% ne varie pas significativement entre les strates A, B, C (Fig.5). Ce nombre ne varie pas non plus pour la strate A entre les placettes témoins et débroussaillées, mais est significativement inférieur pour les strates B et C dans les placettes débroussaillées par rapport aux placettes témoins.

Figure 5 : Nombre d’espèces mellifères dont le recouvrement est supérieur à 5% pour les

strates A, B et C entre témoin et débroussaillé. Le trait horizontal central correspond à la médiane.

Le débroussaillement réduit le nombre d’espèces mellifères présentes dans les strates B et C. 20 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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4.2.3. Pourcentage d’occurrence pour quatre espèces mellifères :

Rosmarinus officinalis a significativement l’occurrence la plus forte (82-90%), ensuite Thymus vulgaris (71%), puis Cistus albidus (57-63%) et enfin Dorycnium pentaphylum

(24-34% ; Fig.6). Aucune différence significative (U<1.96) n’apparait pour l’occurrence de ces quatre espèces entre les placettes débroussaillées et les placettes témoins.

Figure 6 : Pourcentages d’occurrence totale et d’occurrence de recouvrement supérieur à

5%, de quatre espèces mellifères entre les placettes témoins et les placettes débroussaillées. Pour ce qui est de l’occurrence de recouvrement supérieur à 5%, c’est Rosmarinus

officinalis dans les placettes témoins qui a significativement la valeur la plus forte (57%), puis Thymus vulgaris (19%) et Cistus albidus (14-18%) dans les placettes témoins ainsi que pour

ce dernier dans les placettes débroussaillées, et enfin Dorycnium pentaphylum (0-5%), quelles que soit le types de placette, et Rosmarinus officinalis (2%) et Thymus vulgaris (0%) dans les placettes débroussaillées (Fig.6). Rosmarinus officinalis et Thymus vulgaris ont donc une occurrence significativement moins forte dans les placettes débroussaillées que dans les placettes témoins. Le débroussaillement impact donc négativement ces deux espèces.

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4.3. Quantité d’éléments floraux :

Ces quantités sont celles notées lors du deuxième relevé, celui-ci s’étant déroulé sur un temps relativement cours et en pleine époque de floraison.

4.3.1. Impact du débroussaillement sur la quantité d’éléments floraux :

Il y a significativement plus d’éléments floraux dans les placettes témoins que dans les placettes débroussaillées. Les placettes débroussaillées ont une plus faible proportion d’éléments floraux fournie par les espèces dont le recouvrement est supérieur à 5% que celles dont le recouvrement est inférieur à 5%. C’est l’inverse dans les placettes témoins, bien que l’écart soit moins important que dans les placettes débroussaillées.

La diminution de la quantité d’éléments floraux dans les placettes débroussaillées est due en garrigue à une réduction significative de la quantité fournie par les espèces dont le recouvrement est supérieur à 5%, alors que dans les peuplements de résineux clairs elle est due à une diminution de celles inférieures à 5%.

Aussi bien dans les placettes témoins que les débroussaillées, la classe de quantité d’éléments floraux est la même entre les strates A et B pour les espèces dont le recouvrement est supérieur à 5%.

4.3.2. Evolution post débroussaillement de la quantité d’éléments floraux :

La seule évolution qui ait pu être mise en évidence est que pour l’année 2010 de débroussaillement, la classe de quantité d’éléments floraux (2-3) est significativement plus faible que pour les autres années de traitement (5). En revanche aucune différence significative n’apparait entre les autres années. L’analyse de l’évolution par strate pour les espèces dont le recouvrement est supérieur à 5% n’a put être réalisé que sur les années 2008, 2006 et 2005. Sur les strates A et B, la classe de quantité d’éléments floraux ne diffère pas entre les années, si ce n’est sur la strate B où ils sont absents pour l’année 2008 de traitement.

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4.4. Qualité de floraison :

Il y a une relation entre la classe de quantité d’éléments floraux et la classe de qualité de la floraison (R²=0,46 ; p=0,015). Plus la classe de qualité augmente plus la classe de quantité augmente.

4.5. Phénologie du Ciste :

Il faut noter ici que par manque de données, nous nous sommes limités à l’analyse de la phénologie de Cistus albidus, et que malgré cela, le nombre de données est faible. Une différence significative du stade phénologique apparait entre les deux périodes de relevés, alors qu’aucune différence n’apparait ni entre les strates, ni entre les placettes témoins et débroussaillées. Cependant même après le deuxième passage nous n’avions pas encore atteint la fin de la floraison, puisque nous atteignons tout juste la moitié de notre échelle d’avancement phénologique de la floraison.

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5. Discussion :

5.1. Impact du débroussaillement sur la flore mellifère et le potentiel apicole : 5.1.1. Recouvrement :

Comme nous avons pu le voir dans nos résultats, le débroussaillement a un impact sur le recouvrement de la végétation, mais dans quelle proportion, intensité, et durée ? Et quelles espèces ou groupe d’espèces seront impactés ?

Nos résultats montrent que le débroussaillement réduit durablement le recouvrement de la végétation sur les strates supérieures à 50 cm de hauteur (B, C, D). Comme pour d’autres études (Gomila, 1993 ; Vieuville, 1985), nous avons pu constater que quelle que soit l’ancienneté des traitements étudiés, ils impactent négativement les strates B, C et D, ramenant la végétation en strate A. La strate B est entièrement détruite l’année du débroussaillement, et la strate C ne commence à réapparaître que trois ans après celui-ci. Cinq ans après le débroussaillement, on observe également une augmentation de la strate C ; or cela correspond au moment où un nouveau traitement doit être effectué. Ces augmentations du recouvrement des strates en fonction de l’ancienneté du débroussaillement équivalent à une croissance normale de certains individus entre deux débroussaillements.

La réduction du couvert arboré dans les peuplements de résineux ouverts n’a pas de conséquence supplémentaire par rapport à celle du débroussaillement lui-même sur la stratification de la végétation se trouvant au-dessous. Aucune différence n’a pu être mise en évidence sur les strates A, B et C entre les zones débroussaillées de garrigue et de résineux clairs. Ces résultats corroborent ceux de l’étude de Perez-Ramos et al. (2008) pour les systèmes forestiers clairs. Le couvert arboré n’étant pas dense, il laisse suffisamment de lumière et d’espace pour que la végétation du sous-bois se développe selon la même stratification qu’une garrigue (Vieuville, 1985). Des résultats différents peuvent être attendus pour des peuplements forestiers fermés où de fortes variations du couvert dû au débroussaillement influent la stratification de la végétation du sous bois (Gomila, 1993 ; Reich et al., 2001 ; Zobel, 1997 ; Diaz-Villa et al., 2003). A long terme, le couvert arboré laissé dans les coupures DFCI est menacé car les semis n’ont pas le temps de croître avant qu’une nouvelle opération ne le détruise, alors qu’ils contribueraient à la résilience du système (Clark et Clark, 1989 ; Maranon et Bartolome, 1993).

Le débroussaillement aboutit également à un accroissement du couvert de sol nu. En effet, des engins de plus en plus lourds sont utilisés pour les débroussaillements et réalisent un fort

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travail du sol (De Montgolfier, 1990 ; Colin et al., 2001 ; Espace Mont Blanc, 2007). Cela provoque un concassage des cailloux se traduisant par un re-largage de calcaire actif dans le sol, néfaste à la végétation (Gomila, 1993). De plus, nous avons pu constater que ce labourage pouvait être d’autant plus important que les sangliers affectionnent particulièrement ces zones débroussaillées pour leur recherche alimentaire, notamment parce que le broyage produit et enterre partiellement un mulch de particules végétales fines qui favorise la prolifération des vers de terre (Vennetier et al., 2008). Par ailleurs, la xéricité du milieu pourra être accentuée par le traitement (Cristofari, 1982), et la banque de graines persistante du sol ainsi que la capacité à rejeter de souche sont aussi affecté (Gomila, 1993 ; Reich et al., 2001 ; Zobel, 1997 ; Diaz-Villa et al., 2003). Ceci entraine une reconstitution lente du couvert végétal après le débroussaillement. Nous avons en effet observé une diminution légère du couvert de sol nu à mesure que l’ancienneté du débroussaillement augmentait, indiquant une reprise très progressive de la végétation. Les débroussaillements étant menés tous les trois à cinq ans, le temps s’écoulant entre deux opérations est trop court pour permettre une résilience effective du milieu (Vieuville, 1985, Delitti et al., 2005). Au bout de six ans, la régénération des garrigues et des peuplements ouverts de résineux est encore loin d’être réalisée et une nouvelle opération sera donc menée avant.

L’expansion du chêne Kermès est favorisé par le débroussaillement et contribue à une part de l’accroissement de la strate A dans les zones débroussaillées, ceci ayant déjà été montré pour les zones incendiées (Delitti et al., 2005). Il réduit ainsi l’espace colonisable par d’autres espèces potentiellement mellifères. Nos résultats montrent que le débroussaillement réduit le recouvrement du Brachypode. Ces résultats vont à l’encontre du constat fait dans plusieurs études (Gomila, 1993 ; Roberts et Gilliam, 1995 ; Fredericksen et al., 1999 ; Nagaike et al., 1999 ; Battles et al., 2001 ; Beese et Bryant, 1999). Cependant, comme dans ces études, nous avons pu remarquer au cours de la phase de terrain que pour les zones où la création de la coupure DFCI est plus ancienne et dont le débroussaillement est plus fréquent, la végétation évolue vers une pelouse sèche où le Brachypode est abondant. L’ancienneté des travaux est donc un facteur important.

La somme des indices de Braun-Blanquet des espèces structurantes, comme celle des espèces mellifères, diminue dans les zones débroussaillées. Ceci atteste d’une simplification de la stratification de la végétation qui est réduite à la strate basse A. Cela induit une diminution de la somme des recouvrements toutes les strates confondues, les strates hautes ayant un recouvrement plus faible dans les zones débroussaillées.

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De ces différents constats, nous pouvons déterminer que, si après chaque opération la végétation est ainsi impactée et que le couvert de sol nu augmente, cela accentuera progressivement la dégradation du couvert végétal. A terme, le risque est donc de conduire les peuplements végétaux à des stades de végétation de plus en plus dégradés aboutissant en Provence calcaire à la formation de pelouses sèches (Gomila, 1993 ; Vieuville, 1985). Bien que nous n’ayons qu’un faible échantillon, il semblerait que le débroussaillement diminue le potentiel apicole des pelouses sèches en affectant la composition et le recouvrement de leur flore mellifère. Le constat inverse a été fait pour les pelouses humides sur substrat riche (Noordijk et al., 2009).

Or, la simplification de la stratification de la végétation et la diminution de son recouvrement sont les objectifs visés par la création et l’entretien des coupures DFCI (De Montgolfier, 1990 ; Colin et al., 2001 ; Espace Mont Blanc, 2007). Il est possible qu’un traitement alvéolaire sélectif soit moins néfaste qu’un traitement uniforme (total). Ainsi, tout en préservant les objectifs DFCI, il permettrait de maintenir dans ces zones une partie des plantes mellifères mâtures et ainsi de limiter l’impact des traitements sur le potentiel apicole. En effet, la diminution du recouvrement des espèces mellifères après un débroussaillement indique un impact négatif du débroussaillement sur le potentiel apicole. Cependant la conservation de plantes mellifères mâtures dans la zone débroussaillée induit la conservation de semenciers risquant de favoriser une résilience plus rapide du milieu à partir de ces alvéoles (Gomila, 1993 ; Vieuville, 1985 ; Perez-Ramos et al., 2008).

Le débroussaillement manuel semblerait moins défavorable pour la flore mellifère puisqu’il a un impact négligeable sur le sol et permet une plus grande sélectivité (De Montgolfier, 1990 ; Colin et al., 2001 ; Espace Mont Blanc, 2007), mais il est plus couteux. Un débroussaillement sur un pas de temps de cinq ans plutôt que trois, en réduisant la fréquence de traitement, sera de la même façon moins néfaste pour la flore mellifère et réduira les frais de traitement. Cependant, en laissant un temps plus long entre deux opérations, la végétation a plus de temps pour ce reconstituer et diminuer ainsi l’efficacité de la coupure DFCI. Le fait de ne pas débroussailler toutes les zones à traiter la même année dans un secteur donné, serait, bien que logistiquement plus complexes et couteux, moins néfaste pour la flore mellifère et donc pour le potentiel apicole (Morris et Plant, 1983; Morris et Rispin, 1988; Chambers et Samways, 1998; WallisDeVries et al., 2002). Le type, la fréquence et la surface des débroussaillements sont donc importants pour juger de leurs effets sur la flore mellifère et sur le potentiel apicole. Par ailleurs, comme cela a été montré dans plusieurs études, la

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période et la hauteur de débroussaillements importe ; les débroussaillements printaniers au raz du sol, comme ils sont le plus souvent pratiqués en Provence, sont les plus brutaux, ralentissant la capacité à rejeter de souche (Gomila, 1993 ; Reich et al., 2001 ; Zobel, 1997 ; Diaz-Villa et al., 2003). Bien que comme nous venons de le voir, des solutions existent pour limiter l’impact du débroussaillement sur la flore, il faut garder à l’esprit que les itinéraires techniques doivent être simples, et que leur réalisation doit être facilement applicable et peu couteuse (Morris, 1991 ; Noordijk et al. 2009).

5.1.2. Flore mellifère :

Parmi les plantes mellifères citées par les apiculteurs, Rosmarinus officinalis qui semble être le plus fréquent, puis Thymus vulgaris, puis Cistus albidus et enfin Dorycnium

pentaphylum, confirmant l’étude de Vieuville (1985). Le débroussaillement n’a pas d’effet

significatif sur l’occurrence globale de ces espèces, indiquant le maintien après traitement d’un potentiel de régénération. Cependant il diminue leur occurrence à des recouvrements de plus de 5%, en accord avec Gomila (1993), Vieuville (1985) et Perez-Ramos et al. (2008). Le débroussaillement impacte négativement le recouvrement de Thymus vulgaris et drastiquement celui de Rosmarinus officinalis, et bien que nous ne l’ayons que constaté que par de simples observations de terrain et quelques relevés, il semblerait qu’il soit aussi néfaste pour Rhamnus alaternus, Ulex parviflorus et Viburnum tinus. Vieuville (1985) montre en effet que les garrigues à romarin subissent un blocage brutal de leur évolution après un débroussaillement et trouve que, dans certains cas, il peut favoriser le thym après quelques années. Ces espèces ont d’ailleurs une croissance relativement lente, atteignant une fois mâtures la strate C, hormis pour le thym.

Le débroussaillement n’influe pas non plus sur le nombre d’espèces mellifères présentes dans les placettes, mais sur leur recouvrement, particulièrement pour les strates B et C. Cependant nous manquons de données pour savoir si comme dans l’étude de Diaz-Villa et al. (2003), la diversité-β est modifiée par le débroussaillement. A chaque nouveau traitement, ces espèces devraient voir leur occurrence globale diminuer et donc à long terme être menacées de disparition dans les zones débroussaillées, bien que ceci n’arrive que dans de rares cas (Vieuville, 1985). En revanche, le débroussaillement semble, d’après de simples observations de terrain et quelques relevés, favoriser les espèces comme : Euphorbia characias, Medicago

sativa, Trifolium sp., Bituminaria bituminosa, espèces non-ligneuses, se trouvant le plus

souvent en strate A. De même, il semble ne pas avoir d’impact sur : Cistus albibus, espèce ligneuse ayant une bonne capacité de régénération (Vieuville, 1985) et atteignant une fois 27 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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mâture la strate B. Ces effets persistent dans le temps ce qui indique un impact durable du débroussaillement sur la flore mellifère (Delitti et al., 2005).

5.1.3. Potentiel apicole :

Puisque le débroussaillement réduit le couvert de la végétation et plus particulièrement celui de la flore mellifère, il aurait donc un impact négatif sur la quantité d’éléments floraux et donc sur le potentiel apicole.

En effet, les résultats ont montrés que le débroussaillement réduit durablement la classe de quantité d’éléments floraux globaux des zones traitées. L’amplitude de ces classes croît de façon exponentielle. De ce fait, si comme ici, on observe une différence significative entre les zones en tenant compte des classes de quantité, cette différence s’avert d’autant plus importantes que l’on tient compte du nombre réelle d’éléments floraux. Le fort impact du débroussaillement sur les espèces mellifères dont le recouvrement est supérieur à 5% entraine la diminution du nombre d’éléments floraux présents dans les zones traitées. Il faut de plus noter que les espèces qui ont le plus souvent un recouvrement supérieur à 5% sont le thym et surtout le romarin, constat qu’avait déjà fait Vieuville (1985). Le nombre d’éléments floraux fournis par les deux strates A et B, est le même alors que le recouvrement de la strate B est plus faible que celui de la strate A. Pour un même recouvrement donné, la strate B est donc plus mellifère que la strate A. L’année du débroussaillement, le potentiel mellifère des zones traitées est très faible, puisque la quantité d’éléments floraux y est significativement amoindrie, en bonne partie à cause de la disparition de la strate B. Au vu de ces constats, on peut dire que l’impact du débroussaillement sur le potentiel apicole d’une zone est particulièrement dû à la destruction des romarins se trouvant en strate B. La préservation d’alvéoles de romarins de plus de 50cm de hauteur devrait donc diminuer de façon conséquente l’impact du débroussaillement sur le potentiel apicole. Cependant, avant de juger de l’impact réel des débroussaillements sur le potentiel apicole, il est d’abord nécessaire de savoir si les surfaces débroussaillées sont significatives par rapport à l’aire de butinage exploitée par les abeilles.

Tous les résultats obtenus dans cette étude ont été fait sur les espèces dont la floraison a lieu au printemps. Or, les effets sur la potentialité apicole peuvent différer selon la saison étudiée, puisqu’à chaque saison il est possible d’associer un ensemble d’espèces mellifères fleurissant à cette période. Toutefois c’est au printemps que les abeilles sont les plus actives d’un point de vue mellifère (Noordijk et al., 2009). De plus les débroussaillements sont réalisés durant la fin de l’hiver et au début du printemps, et donc notre période d’étude est 28 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref