L’extermination d’espèces exotiques envahissantes : bonne ou mauvaise pour l’équilibre des écosystèmes insulaires ?

Les plantes invasives sont reconnues pour avoir un impact négatif sur les espèces, communautés et écosystèmes natifs. La compétition pour l’accès à la ressource est l’explication la plus souvent invoquée mais n'est pas toujours vérifiée et on se demande si cet impact serait une conséquence (1) d’une plus grande biomasse ou densité d’espèces invasives (compétition), (2) de l’apparition de nouveaux traits fonctionnels avantageux, (3) de ces deux phénomènes (4) d'autres phénomènes (allélopathie, mutualisme).
Dans cette étude, on compare la compétitivité des espèces exotiques invasives avec deux groupes différents : les espèces natives en général et un sous-set d’espèces natives dominantes.
Est-ce que l’impact des plantes invasive sur leur voisinage natif diffère de celui des plantes natives dominantes? Est-ce que l’impact des plantes invasives sur les plantes natives est dû à une compétition pour la ressource ou à un autre mécanisme comme l’allélopathie ?

Suppression de la biomasse: On étudie 4 espèces cibles: 2 sp. invasives et 2 sp. natives dominantes (Tab. S1). On a 8 sites d’étude (2 par espèces cibles) dans lesquels on a 10 paires de plots où est présente la flore locale et une densité croissante de l’sp. cible, de la paire 1 (1 individu) à la 10 (densité maximale). Dans une paire, le premier plot est soumis à une suppression de biomasse, pas le deuxième. A travers cette expérience on souhaite voir l’impact de la biomasse invasive/dominante sur la biomasse native/.
Suppression de traits: On a 24 plots où on étudie le taux de croissance relatif de 3 herbacées natives (Arrhenatherum elatius, Festuca valesiaca, Koeleria pyramidata) qui sont mises en contact avec soit : une sp. invasive, une sp. dominante ou une sp. native. Dans un même plot, on essaie d’avoir un même genre,famille ou ordre pour avoir une interprétation des résultats plus fiable (Tab. S2). Chacun des 24 plots est dupliqué: dans l'un on ajoute du charbon actif (CA) et pas dans l'autre.

Suppression de la biomasse: Dans les plots de contrôle (sans suppression) la biomasse des sp. invasives est plus élevée que celle des sp. natives. Supprimer les sp. invasives n'a pas eu d'impact significatif sur la biomasse de la végétation native alors que la suppression des sp. natives dominantes donnée lieu à une augmentation significative de cette biomasse (Fig. 2).
Suppression de traits: En absence de CA, le taux de croissance relatif des sp. invasive est plus fort que celui des sp. natives. Le CA neutralise l'allélopathie et l'impact des sp. invasives sur les communautés natives diminuant fortement en présence de CA laisse penser que leur impact est dû à de l'allélopathie (Fig. 3).

L'étude suggère que les sp. natives cibles et les communautés natives sont en compétition pour les ressources. Les interactions avec les sp. invasives ne seraient pas dues au même mécanisme mais à de l'allélopathie.

Les espèces utilisées dans la deuxième expérience ne sont pas les mêmes que celles de la première, peut-on alors lier et interpréter les résultats de façon fiable?
La normalité des résidus dans les analyses statistiques est définie en se fiant à des QQ-plots qui même si ils sont fiables ne remplacent théoriquement pas les tests statistiques prévus pour.
On n'explique pas dans l'article l'effet du charbon actif sur les plantes, ce que l'on s'attend à observer avec son ajout.

Cet article ne répond pas directement à la question posée par notre sujet mais elle permet de se rendre compte de la nécessité (dans certains écosystèmes) d'éliminer les espèces invasives qui impactent considérablement les communautés natives. Il est aussi intéressant de voir qu'une espèce native dominante peut avoir un impact très fort sur les communautés environnantes et que la distinction entre espèces dominantes et invasives n'est pas si évidente d'un point de vue fonctionnel.

Les méthodes mises en place sont assez mal expliquées à mon sens et se référer aux données supplémentaires est nécessaire pour comprendre ce qui a été fait au cours de l'étude.

Les populations d’amphibiens à travers le monde sont en déclin rapide et constant depuis la fin du 20^ème siècle. Les amphibiens sont des bio-indicateurs importants puisque sensibles à la qualité de l’eau. Si la diminution des populations est souvent liée à la fragmentation des habitats, à la pollution ou à la sécheresse, de fortes mortalités surviennent aussi dans des écosystèmes apparemment « sains ».
Ce déclin dans les populations d’amphibiens est dû à une maladie, la chytridiomycose véhiculée par un champignon, Batrachochytrium dendrobatidis.
Ce champignon s’est répandu dans de nombreux milieux à cause des échanges internationaux et du trafic (légal ou pas) d’amphibiens. Il est selon les auteurs impossible d’éradiquer complétement B. dendrobatidis une fois établi dans un milieu et que seule des moyens de prévention pourraient être efficace dans cette lutte.

L’éradication de B. dendrobatidis n’est pas la méthode favorisée pour plusieurs raisons : il est trop largement réparti et dans les quelques zones peu infestées, des antifongiques auraient pu être ajoutés dans les points d’eau. Ces derniers sont cependant non-spécifiques et auraient causé plus de mal que de bien en affectant les autres espèces aquatiques nécessaires au bon fonctionnement de l’écosystème.

Dans l'étude, des essais d’asséchement des milieux aquatiques ont été réalisés (asséchement et récupération des têtards, désinfection des têtards et remise en liberté dans des milieux assainis).

Les techniques de limitation de l'invasion peuvent passer par la manipulation des populations aquatiques prédatant ou compétitant avec B. dendrobatidis (daphnies et zooplancton), mais cette technique est compliquée à mettre en place in situ et pourrait causer d’autres déséquilibres écologiques.

Les efforts pour atténuer l’impact de B. dendrobatidis peuvent se faire de deux façons :

• Sa réduction chez les hôtes amphibiens (vaccination, thérapie par la chaleur, chimiothérapie, sélection des individus les plus résistants, probiotiques)
• Son élimination partielle du milieu (l’éradication totale du champignon ne serait pas nécessaire à la conservation des amphibiens, ces derniers pouvant lutter contre un population fongique limitée). La manipulation des conditions physiques du milieu (température notamment, en créant des trous dans le couvert végétal) semblent être un moyen intéressant pour réguler les populations de champignon pathogène. Après les tentatives d'asséchement, le champignon est revenu rapidement. Cet échec peut être mis sur le compte du manque de connaissance sur les moyens de dispersion de B. dendrobatidis. L’écologie du champignon est aussi peu connue ce qui limite l’efficacité des moyens d’éradication.

Cet article montre que même si on a réellement besoin d'éradiquer B. dendrobatidis, les moyens techniques dont on dispose actuellement ne le permette pas. Le point intéressant ici est l'espèce invasive qui de part sa taille ne peut être éradiquée efficacement et sans risques pour les populations voisines ou l'écosystème.

Cette étude parle en grande partie des effets du pathogène sur les populations d’amphibiens et pas du thème de la controverse à proprement parler qui n’est abordé que plus loin dans l’article (fin de page 10 Habitat Level Mitigation : Eradiction vs Managment).

Actuellement, les populations d'oiseaux sont très impactées par les invasions d'espèces exotiques sur beaucoup d'îles et des études sur la Nouvelle-Zélande reviennent régulièrement. Dans les processus de gestion ou d’extermination d’espèces invasives, il apparait primordial de comprendre les bénéfices et les limites des actions menées pour mesurer quel budget et quels plans mettre en place afin d’atteindre de manière rapide, efficace et économe l’objectif visé.
Justement, les auteurs ont choisi de faire une étude comparative entre la gestion de la perte du couvert végétal et la gestion d’espèces invasives sur l’abondance et la richesse spécifiques d’oiseaux autour d'Auckland, Nouvelle-Zélande. Ainsi, ils ont voulu voir dans quelles mesures les efforts de gestion/extermination étaient efficaces en les couplant, ou pas, à celles faites pour le recouvrement des sols.

5 degrés de contrôle des espèces invasives pour caractériser les zones étudiées (réutilisation des catégories de Ruffell et al. 2015) :

• Éradication (« E ») : tous les rats, opossums, mustélidés et chats ont été retirés
• Haute intensité de contrôle des rats et opossums (« HRP ») : contrôle drastique par plusieurs méthodes de régulation des populations invasives
• Faible intensité de contrôle des rats et opossums (« LRP ») : contrôle à petite échelle avec peu d'impact
• Contrôle périodique des opossums (« PP ») : contrôle périodique seulement des opossums et variable dans le temps
• Non contrôlé (« NC »)

Données de 2009 à 2014 : surveillance des oiseaux et de leurs activités pendant l’hiver + données de recouvrement végétal tirées de ArcGIS. Les analyses statistiques appliquées semblent plutôt solides, beaucoup de variables ont été prises en compte et des AIC ont servi à mettre en évidence des interactions entre les effets du couvert végétal et de l’extermination.

La protection et la restauration du couvert végétal apparaissent favorables à l’abondance des différentes espèces d'oiseaux mais n’ont pas d’impact significatif sur la richesse spécifique.
L’extermination semble bénéficier à peu d'espèces. La plupart n’était pas significativement plus abondantes en condition contrôlée voir étaient moins abondantes. Kererū et Tūī ont grandement bénéficié de la lutte antiparasitaire, pour les sites HRP on a retrouvé des abondances beaucoup plus élevées que sur les sites LRP ou PP (Figure 2). De même, la richesse spécifique totale et l’abondance totale, suivaient ces tendances.
Maintenir la couverture forestière au-dessus de 5-10% limiterait les impacts de la perte de forêt sur les communautés d'oiseaux forestiers natifs mais certaines espèces ont également besoin du programme d’éradication pour maintenir une bonne démographie. Les avantages de la gestion selon les niveaux de couverture forestière et de lutte sont fortement dépendants du contexte.

Cet article est intéressant parce qu'il présente des résultats d'abondance d'oiseaux et de richesse spécifique en fonction du taux de contrôle/extermination des espèces exotiques envahissantes mais aussi en fonction du pourcentage de couvert végétal. L'étude est donc un peu plus globale et s'efforce de prendre en compte des effets différents dans l'écosystème et dans les processus qu'il abrite. Cette étude souligne le fait qu'une extermination d'espèces nuisibles, sans régler le problème de la perte du couvert végétal, n'a pas un grand impact par rapport à ce qui pourrait être attendu. Donc l'extermination est bénéfique pour l'équilibre des écosystèmes mais ne se suffit pas à elle-même dans certaines conditions pour obtenir des résultats efficaces et marquants.

Dans cette étude, les auteurs reprennent les différents impacts des espèces invasives qui peuvent avoir lieu dans les chaînes trophiques à différentes échelles. Leur but principal est de discuter d'une intégration des réseaux trophiques dans les politiques de gestion pour mieux vivre avec les envahisseurs sans pour autant les éradiquer.
Il existe 2 approches pour caractériser les impacts au niveau trophique :

• Une approche centrée sur les espèces : étudier seulement les liens trophiques à travers lesquels une espèce invasive A influence une espèce résidente B, en se concentrant sur des espèces connues pour avoir changé d'abondance ou de régime alimentaire après l'invasion.
• Une approche centrée sur la chaîne trophique : comparer les réseaux trophiques avant et après l'invasion ou comparer la position des espèces invasives à celle des résidents dans un réseau trophique donné.

Ces études ont pu mettre en évidence différents types d'effets dans les réseaux à l'échelle locale (1 ou 2 pas entre individus) :
"Top-down effect" : ce processus déclenche souvent des réponses en cascades dans la chaîne. La prédation directe par les prédateurs invasifs possède l'impact le plus fort sur les dynamiques de population de proies, particulièrement dans les écosystèmes insulaires . Les espèces invasives semblent exploiter les stocks de manière plus rapide et plus efficace que les prédateurs natifs (Morrison & Hay, 2011).
"Lateral effect" : souvent il existe une compétition pour la ressource entre les natifs et les invasifs. Cette compétition mène rarement à des extinctions mais engendre des modifications dans l'utilisation de la ressource et une spécialisation des natifs dans une ressource moins abondante mais moins exploitée par l'espèce envahissante. On peut donc parfois observer des déplacements de caractères évolutifs des natifs.
"Bottom-up effect" : les espèces invasives peuvent présenter une nouvelle ressource abondante pour les prédateurs ou parasites locaux, elle peuvent donc avoir un impact direct positif. Par contre, il peut y avoir des effet indirects négatifs si par exemple l'espèce invasive remplace une espèce native qui procurait une ressource beaucoup plus profitable à certaines espèces.
"Nontrophic indirect effect" : les espèces invasives ingénieures des écosystèmes peuvent particulièrement modifier des communautés entières et des chaînes trophiques en créant des habitats, en faisant de la bioturbation, mycorhization, pollinisation,... perturbant ainsi les caractéristiques physico-chimiques des sols ou en favorisant l'installation de nouvelles espèces (Bruno et al., 2005).

A l'échelle globale, des études ont pu mettre en évidence que la robustesse d'un écosystème à l'invasion est directement dépendante de la diversité spécifique qu'il abrite et de la connectivité entre les différents maillons de la chaîne. De plus, il a été montré que la relation entre la position trophique de l'invasive et sa capacité à envahir dépend du contexte écologique et des niches encore disponibles au sein du réseau pour un endroit donné.

Selon les auteurs, les gestions d'invasions devraient intégrer les réseaux trophiques en quantifiant la diversité des réseaux ou les traits écologiques des espèces natives. Ces derniers peuvent donner des informations pour l'identification de niches écologiques vides pouvant être colonisées ou pas par les envahisseurs. De plus, connaître les différents effets cités ci-dessus pourrait aider à trouver des moyens de contrôle du développement de l'espèce invasive selon sa position trophique.

L'étude des espèces invasives et leur éradication nécessitent des connaissances supplémentaires à une échelle plus globale dans l'écosystème. Il est important de peser le pour et le contre apportés par une espèce invasive au sein d'une communauté et d'une niche écologique avant de tirer toute conclusion quant à la perturbation de l'équilibre des écosystèmes après extermination.

Les programmes d'éradication peuvent avoir des impacts inattendus, en particulier des effets indirects sur des espèces non ciblées mais rattachées au même réseau. L'efficacité de l'éradication est également limitée par des processus évolutifs tels que le coût de l'adaptation des résidents à l'espèce invasive ou l'acquisition de traits permettant à cette dernière de survivre à l'éradication. La capacité d'invasion des individus exotiques introduits dépendra de la structure du réseau trophique de base et de la diversité des individus qu'on peut y retrouver. L'extermination n'est pas forcément la solution.

L’introduction de rats (Ratus sp.) dans les îles est une des principales menaces sur les populations d’oiseaux marins nicheurs (en période de reproduction) et c’est un phénomène très documenté (94 études). Avant de les éradiquer, il faut étudier leur place dans les chaînes trophiques et prévoir les conséquences possibles de leur disparition(Fig. 1).

• Le Mesopredator release effect peut apparaître quand 2 prédateurs doivent se partager la même proie et ont un fort impact négatif sur elles. Le top-prédateur TP se nourrit du mésoprédateur MP. Eradiquer le TP peut entraîner l'augmentation des MP et diminuer encore plus les populations proies. 2 conditions d'application : 1) l’impact négatif du MP seul sur les proies est plus important que l’impact négatif cumulé des deux prédateurs 2) la population de MP est régulée par le TP.
• L’hyperprédation est un processus durant lequel une proie introduite augmente la population de top-prédateur qui va avoir un impact négatif accru sur les proies natives.

Europa et Juan de Nova (JdN) sont deux îles tropicales du canal du Mozambique. Rattus rattus à été introduit dans les deux îles vers 1850. Europa abrite une forte densité de rats (10-80 rats/ha), JdN un peu moins (10-35 rats/ha). Felis catus et Mus musculus ont aussi été introduits sur JdN et Tyto alba est présente en petite communauté sur Europa.
Les rats sont piégés et le contenu stomacal analysé (identification des fragments de plumes au niveau spécifique). Les excréments de chats sont aussi analysés et on opère des biopsies dans leur foie pour mener des études isotopiques (C et N) renseignant sur le régime alimentaire. Sur Europa on analyse les pelotes de réjection de T. alba.
Comptage quotidien des carcasses d'oiseaux retrouvées et calcul de la mortalité moyenne par hectare et à l’échelle de la colonie.
Sur Europe, on calcule le taux de succès reproductif chez 5 espèces d’oiseaux marins (N poussins à maturité/N œufs pondus).

• R. rattus consomme moins de sterne fuligineuse (Onychoprion fuscatus) à JdN qu'à Europa. Tous ces restes sont des plumes de juvéniles mais l’impact des rats sur les sternes semble assez faible au vu de la taille des colonies. On observe une forte différence du succès reproductif entre la petite île d'Europa contrôlée et l'autre (4* plus de succès chez Phaethon sp. que sur l’île principale Tab.2). Les rats contribuent au déclin important des phaétons car leur population est restreinte (~1000 couples).
• F. catus se nourrit des rongeurs introduits mais on observe de grandes différences dans l’alimentation en fonction de la saison. Durant la période de reproduction des sternes, il consomme plus d’oiseaux (150/saison). 45% des carcasses ne sont pas consommées et un chat tuerait en fait ~300 oiseaux. Au total, ce serait entre 37k et 80k sternes tuées par saison. Fig.4
• T. alba, en l’absence de sternes, consomme principalement des rats mais ses proies préférées sont les poussins. Fig.4

A JdN, l’éradication des seuls rats n’est pas recommandée car ils sont en compétition avec les souris qui profiterait de leur disparition pour envahir l'île. Cependant, cette augmentation de la population des souris ne poserait pas de problème à la végétation (essai à Tromelin positif) et l’éradication des rats serait très bénéfique au maintient des populations d’oiseaux marins. Ici on a un effet de MRE (augmentation des populations de souris) qui peut être négligé puisque le "prédateur" libéré ne poserait pas de problèmes et que le gain à éradiquer les rats est très important.
A Europa, éradiquer les rats pourrait menacer T. alba dont on ne sait pas si elles sont introduites ou natives. Peut-on alors éliminer les rats pour protéger les population d'oiseaux marins en condamnant T. alba?
Cet article pose aussi le problème d'un choix à faire entre deux espèces à protéger dont l'une sera forcément mise en péril par la protection de l'autre.

Depuis la mondialisation, la dispersion des espèces par l’Homme s’est vue amplifiée. Ce phénomène, l’intensification des échanges et les vecteurs associés, tout comme les changements climatiques, ne peuvent qu’impacter les espèces et les biotopes.
L’introduction d’individus d’une espèce d’un territoire à un autre peut s’avérer dommageable pour la biodiversité dans tout son ensemble (génétique, espèce, écosystème). En effet, un équilibre évolutif entre les taxons se met en place par le biais d'une "course aux armements" sans relâche entre les espèces. Or, les introductions volontaires ou accidentelles de populations d’espèces par l’Homme redistribuent les cartes et amènent à des ruptures de coévolution entre des espèces en sympatrie. Ce phénomène peut nuire à l’équilibre des communautés et générer une homogénéisation des habitats.
Ce document est donc un document synthétique sur des définitions liées aux invasions biologiques accompagnées de réflexions scientifiques.

ESPECE NUISIBLE
3 formes de définitions: juridique / hors juridiction/ biologique
-Juridique: animaux (mammifères / oiseaux) qui causent des dommages aux propriétaires ou fermiers et qui peuvent être "détruits" sur les terres de ces derniers.
-Hors juridiction: Toute espèce, souche ou biotype de végétal, d’animal ou d’agent pathogène nuisible pour les végétaux ou produits végétaux. ( souvent les ravageurs de cultures)
-Biologique: " Le mot « nuisible » est un mot dangereux, déplacé en biologie. Aucune espèce n’est "nuisible" mais certains individus de certaines espèces peuvent poser des problèmes sanitaires, économiques ou écologiques, à certains moments et dans certaines circonstances"

De nombreuses références bibliographiques recensent des définitions relatives aux invasions biologiques. Cette variabilité d’expressions et de définitions est due en partie à la perception que l’Homme se fait de la nature soit au travers d’un simple regard soit par les recherches et les expertises menées sur ce thème.
Les notions de statuts, d’échelle de temps et d’espace pour considérer une espèce comme autochtone ou non sont également des sujets de discussion permanents du fait de la spécificité des territoires et des déplacements que l’Homme a pu faire au cours de l’Histoire.

Il est intéressant de se pencher sur la réelle définition d'espèces "nuisibles" qui est souvent utilisée par l'Homme dans un but précis.
Par exemple, un lapin natif d'une île peut être préjugé comme "nuisible" car il va aller à l'encontre des projets Humains ( ravageur dans un potager / nuisible pour certaines espèces de plantes etc). Pourtant, cet espèce de lapin était présent avant l'arriver de l'Homme.
Connaissons nous réellement la limite pour être catégorisé comme espèce nuisible ?

L’intérêt d’étudier les gisements archéologiques insulaires permet d’apporter une connaissance à la présence (et l’absence) des espèces avant l’arrivée des premiers Hommes sur les îles, puis, elle participe à la compréhension de l’Histoire des peuplements animaux. Si les précolombiens ont transplantés quelques espèces, bien souvent elles étaient natives de la région et restent en symbiose avec les environnements caraïbes tropicaux. En revanche, dès la colonisation européenne, les îles sont souvent le théâtre de nombreuses introductions réalisées brutalement, l’équilibre des écosystèmes est alors détraqué et de nombreuses espèces natives, autochtones ou endémiques disparaissent voire s’éteignent.

Des études théoriques ont indiqué que l'éradication des prédateurs non indigènes aboutit à l'apparition de proies non indigènes et induit des déclins sévères dans les populations de proies natives (si les proies non indigènes sont soit des compétiteurs supérieurs, soit des mésopréateurs de la proie native). Il n'y a peu ou pas d'études empiriques démontrant le résultat de l'éradication des prédateurs.
Objectif : Examiner un système prédateur-proie multiple de 2002 à 2010.
Prédateur invasif opportuniste: la petite mangouste indienne, Herpestes auropunctatus (en cours d'éradication)
Proies omnivores: le rat noir (Rattus rattus) non indigène et de 2 espèces endémiques : le rat épineux Amami (Tokudaia osimensis) et le rat à poil long Ryukyu (Diplothrix legata)
Le rat noir est associé au déclin ou à l'extinction d'autres espèces le plus souvent natives (oiseaux, reptiles etc...).
Lieu: île d'Amami, au sud du Japon au climat subtropical.

 Les mangoustes indiennes ont été introduites en 1979 et en 1993 un projet de contrôle a été décidé. En 2000, le ministère de l'environnement du Japon a mis en place un programme d'extermination par capture à l'aide de pièges. 
 Les rats endémiques de l'île d'Amami sont forestiers contrairement aux rats noirs qui sont assez anthropophiles. Durant la surveillance de l'étude (2004 - 2005), il y a eu une raréfaction des noix de _Castanopsis sieboldii_, arbres dominants du paysage de l'île et principale source de nourriture des rats en hiver. Les rats natifs ont une fécondité plus faible que celle du rat noir.
 Les prises accessoires de rats natifs et d'espèces exotiques surviennent accidentellement, et ces données ont été utilisées pour estimer les abondances relatives des espèces de rats. Tous les rats (natifs ou non) ont été relachés.
 Des modèles ont été réalisé à partir de l'approche Bayesienne.

Fukasawa et al. ont estimé la population de mangoustes à 6 141 individus en 2000 et 196 en 2011.

L'altération de l'habitat a affecté positivement le rat noir alors qu'un effet négatif est ressenti chez les 2 espèces de rats indigènes.
Les populations de rats endémiques augmentent avec l'éradication des mangoustes, contrairement aux populations de rat noir. En effet, de part sa niche écologique, le rat noir n'était que très peu impacté par la présence des mangoustes.
Collecte 2002 - 2010 : 6056 rats noir, 1320 rats épineux Amami et 177 rats à poils longs Ryukyu.

Lors d'éradications d'espèces invasives, la surveillance de ces espèces mais aussi des autres espèces indigènes et non indigènes est essentielle pour évaluer le rétablissement de l'écosystème. Cette étude montre qu'il est possible d'estimer, d'après des données de surveillance, la force des interactions interspécifiques et des facteurs extrinsèques. C'est une des clés de la réussite dans la gestion de l'environnement.

Cet article s'intéresse à l'impact de l'éradication d'une espèce invasive sur un "écosystème", contrairement à beaucoup d'articles jusqu'ici.
Il n'est donc ni pour ni contre l'éradication mais plus pour un contrôle des populations d'espèces dites nuisibles ou invasives. En effet, éradiquer une espèce invasive, peut bien évidemment permettre l'amélioration des populations touchées, mais également cela peut permettre l'invasion d'une autre espèce invasive.
C'est dans le but d'éviter cela qu'il est nécessaire de mettre en place des programmes de gestion.

Des études scientifiques ont montré qu’il pouvait exister des impacts positifs à la présence d’espèces invasives (Barrau and Devambez 1957; Sax et al. 2005; Rodriguez 2006). Cette étude de 2012, porte sur les bénéfices que peut tirer un lézard du Sri Lanka (Calotes nigrilabris) de l’espèce invasive Ulex europaeus (introduite en 1888 au Sri Lanka) dans le parc national Horton Plains. Cette espèce native d’Europe est principalement connue pour être une invasive redoutable, formant des couverts impénétrables, réduisant ainsi l’accès des brouteurs à leur ressources, modifiant les écosystèmes et leur processus tels que la régénération des arbres en forêt (Hill et al. 2008) quant à C. nigrilabris il est considéré comme « Nationally Threatened » and « Vulnerable (IUCN Sri Lanka and the Ministry of Environment and Natural Resources 2007). L’article peut donc apporter une réponse à cet enjeu écologique, pour gérer à la fois l’invasive mais aussi l’espèce vulnérable si elle a besoin d'U. europaeus.

La zone d’étude se trouve dans le parc national de Horton Plains aux alentours de la ville de Nuwara Eliya. 5 zones près de lieux très anthropisés et 5 zones très peu perturbées de 50 × 50 m contenant de l’Ulex et d’autres types de végétation.
Mesures réalisées :

• préférence des buissons (transect en mesurant pour chaque lézard le statut sexuel et le type de végétation habitée)
• la pression de prédation (surveillance/comptage des oiseaux)
• l’effet de présence de fleurs sur la plante (après un premier relevé et dénombrement des lézards, les fleurs ont été retirées des plantes dans lesquelles on ne trouvait pas de lézard à ce moment, dans les habitats non perturbés)
• Aanalyses statistiques (ANOVA, MANOVA, …) : faites sur les jeux de données acquis pour comparer les densité de lézard par sexe et pression de prédation dans des différents types d’habitat et de végétation mais aussi pour étudier l’interaction entre la présence de fleurs sur la plante et le temps d’occupation du lézard.

La densité de lézards trouvés pour différents types de végétation différait entre mâle/femelle/juvénile mais pas entre habitats perturbés ou non.

• Si on considère l'interaction entre le type de végétation occupée et le type d'habitat, les densités de lézards différaient significativement entre buissons d’Ulex et autres arbustes dans des habitats perturbés ou non (ex : la moins grande densité de lézards trouvée était dans les autres arbustes dans des habitats perturbés).
• Les corneilles ou rapaces n’ont pas été vu en train de se nourrir de lézards pendant les surveillances.
  
• Il n’y a pas eu de différences significatives observée quant à la préférence des lézards pour des buissons avec ou sans fleurs par contre le nombre de lézards a diminué significativement avec le temps là où il y a eu suppression des fleurs.

Pour soutenir cette étude dans un sens favorable, il faudrait mesurer à quel point l’Ulex est importante pour le lézard et peser le pour et le contre avec les autres dommages qu’elle créée autour. Il a été montré que l'animal s'en servait mais dans quelle mesure ? Il faudrait voir sur du plus long terme s'il existe un réel shift au niveau des habitats du lézard par exemple.

Ces résultats peuvent être expliqués par l’apport d’une plus grande protection au sein des buissons d'Ulex dans les habitats perturbés. La structure de cette plante (tige épineuse + couvert très dense) permet une protection contre les prédateurs. L’étude sur les fleurs suggère également que les lézards peuvent bénéficier d’un apport de nourriture par l’invasive et donc d’un meilleur foraging (ses fleurs jaunes sont pollinisées par plusieurs insectes). Cette espèce invasive peut être grandement bénéfique à certaines espèces dans des endroits donnés. La plupart de son éradication avait été faite au hasard et les chercheurs supposent que ces zones éradiquées pourraient être propices à une invasion d’une autre espèce et exposer les lézards à la prédation. Ainsi dans les futurs plans d’éradiction, il faudrait préserver le rôle fonctionnel de l’Ulex.

Les articles et les résumés de ce volume sont le résultat de la conférence sur les invasions insulaires: éradication et gestion, tenue au Campus Tamaki, Université d'Auckland, Nouvelle-Zélande (2010). Cette conférence c'est focalisée sur les «îles» et «l'éradication des espèces invasives», en mettant l'accent sur le travail accompli et les résultats ou l'apprentissage obtenus. La conférence s'est efforcée de couvrir toute l'étendue de ce travail à travers plusieurs parties :

• l'obtention d'un soutien politique, communautaire, financier et physique,
• les techniques d'éradication testées et utilisées,
• les résultats immédiats des opérations d'éradication,
• les résultats à plus long terme observés dans l'écosystème de l'île et parmi les communautés concernées
• les mesures de biosécurité pour ces îles de la planification à la mise en œuvre.

Livre en PDF:
https://portals.iucn.org/library/sites/library/files/documents/SSC-OP-042.pdf

Les îles Aléoutiennes sont parmi les aires prisées de nidification d'oiseaux de mer en Amérique du Nord, fournissant un habitat à 26 espèces comptant plus de 10 millions d'individus. Au vu de la biodiversité, le maintien des populations résidentes et de la diversité génétique dans ces écosystèmes insulaires est un enjeu d’actualité. Un programme de surveillance a été mis en place sur trois ans (2007 - 2009).
C’est dans les années 1780 que le rat brun (Rattus norvegicus) a été introduit involontairement dans les îles Aléoutiennes, en commençant par l’île du Rat. Depuis il a causé des dégâts au niveau des communautés d’oiseaux et de plantes.
L’île du Rat est dépourvue d'arbres, le paysage ressemble plus à une toundra subarctique. C’est pour cela qu’elle abrite une large faune d’oiseaux d’eau (waterfowl, oiseaux de proie, shorebirds, oiseaux marin) et quelques oiseaux terrestres.
L'activité des rats était plus élevée dans les habitats côtiers comparativement aux cours d'eau ou à l'intérieur des terres.
L’invasion des rats a été traitée, courant septembre-octobre (automne) 2008, en utilisant une dissémination aérienne de granulés de céréales contenant une seconde génération d’anticoagulant (brodifacoum).
Les méthodes d'enquête utilisées comprennent des relevés ponctuels, des transects de bandes, des relevés de bateaux près des côtes et des observations fortuites. Suivant la pratique courante, la détermination finale du résultat de l'éradication ne sera pas déterminée avant deux ans après l'application de l'appât, ce qui laissera du temps à tous les rats survivants pour repeupler à des niveaux détectables.
L’éradication des rats fut un succès car aucunes traces ne fut détectées, que cela soit par piégeage ou sur les transects.
Certaines populations d’oiseaux (Calcarius lapponicus, Leucosticte tephrocotis, Haematopus palliates, Calidris ptilocnemis) non pas souffert de la présence du rat ou du raticide. D’autres au contraire, comme celle des Troglodytes troglodytes ou des Lagopus muta, ont explosé en 2009. Il semblerait que la présence et l’éradication n’ait pas influencé significativement les populations d’oiseaux étudiés. Néanmoins, le faible taux d'échantillonnage ainsi que le manque de données antérieures ne peut permettre de conclure avec certitude le non impact de cette éradication.
Le suivi de ces populations d’oiseaux continue, ce qui permettra de documenter davantage les changements de l'écosystème sur l'île du Rat.

L'extermination a été réussie mais l'impact de cette extermination semble neutre vis-à-vis des populations d'oiseaux étudiées. Néanmoins on constate un manque de recul (data, temps etc...) du point de vu de l'impact de l'extermination sur l'écosystème insulaire.

Cette étude récapitule la mise au point d’un programme d’éradication du rat noir (Rattus rattus) et de la souris commune (Mus musculus) sur l’île Surprise située à 230 km au Nord de la Nouvelle Calédonie.
Les auteurs font part du manque de concertation entre les programmes d’éradication et les études menées pour comprendre leurs impacts écologiques sur la flore et la faune installées et/ou native (Courchamp et al., 2003). Depuis toujours, on ne voit et retient que les effets bénéfiques de l’éradication d’une espèce invasive sur le biote natif mais des observations sur le terrain montrent que ces effets peuvent varier le long d’un gradient d’intensité et peuvent même être néfastes à l’écosystème. Bien que ces effets « Surprise » ne soient pas la norme, il est important de les anticiper puisqu’ils peuvent mener à des drames écologiques.

Mise au point d'une méthode de gestion d’espèces invasives en milieu insulaire où l’effet Surprise pourrait se manifester.

• Études faunistiques et floristiques complètes: diète de l’espèce introduite étudiée, démographie des espèces clés de voûte et des espèces impactées par le rat.
• Construction de modèles mathématiques recréant la dynamique des populations qui interagissent au sein des réseaux trophiques. On élimine les rats en fonction des scénarios modélisés.
• Surveillance post-éradication de l’écosystème entier.

Durant toute l’étude (4 ans avant l’éradication puis 5 ans après), des relevés faunistiques et floristiques étudient les changements à court terme qui surviennent dans les communautés de l’île. La découverte d’une population de M. musculus a contraint les auteurs à les éliminer aussi. L’élimination simultanée des rats et souris par piégeage étant néfastes pour la faune et flore locale (densité importante de pièges), l'éradication par empoisonnement (raticide) est retenue.

Lors des relevés floristiques, une espèce exotique potentiellement invasive et encore peu répandue est retrouvée : Cassytha filiformis (originaire de Floride). Une autre espèce exotique est retrouvée dispersée dans toute l’île : Colubrina asiatica sans pour autant dominer la végétation indigène. L’étude du contenu stomacal des rats ne laisse pas penser à une grande consommation de ces plantes et leur éradication ne devrait pas impacter ces populations végétales.
Après l’éradication, de nombreux moyens de vérification ont confirmés l’absence de rats ou de souris sur l’île durant 4 ans. La petite communauté de C. filiformis a été éradiquée alors que C. asiatica ne l’a pas été à cause de l’importante surface qu’elle recouvre. Sa population n’a cependant pas augmenté suite à l’éradication des rats. Par contre, une espèce indigène Achyranthes aspersa s’est développée sur une grande surface de l’île.

Les études et surveillances pré- et post-éradication sont des éléments importants au bon fonctionnement de l’élimination d’espèces invasives. Éradiquer une espèce dans un écosystème peut avoir des conséquences bonnes comme mauvaises et il est important de quantifier et prédire ces effets avant de mettre en place des moyens de gestion. Pour conclure, un programme de gestion ne peut pas être considéré comme un succès si l’éradication d’une espèce invasive mène à un dérèglement de l’écosystème par l’arrivée d’une autre espèce invasive.

Le modèle mathématique utilisé et ses résultats ne sont pas présenté dans l'article mais le sont dans celui de Caut et al., 2009, deuxième co-auteur de cet article.

Depuis 2005 un suivi des populations de lézards insulaires (Anolis sagrei) dans les îles des Bahamas était effectué, mais en 2008, une invasion soudaine de rats (Rattus spp) a perturbé l’étude.
Les chercheurs ont donc tenté de décrire l’impact génétique qu’on eut les rats sur les anoles dans les îles infestées.

Ces îles sont à 2km de distance les unes des autres et sont dominées par de petits arbres et arbustes indigènes.
Les Anolis sagrei sont des lézards invasifs dans d’autres région du globe. À chaque printemps ils sont capturés pour prélèvement de tissus de peau au niveau de la queue (2 mm) puis introduits dans les îles où tout lézard avait été préalablement retiré. À chaque automne (4 mois après l’introduction) un dénombrement des lézards survivants est effectué. Ils sont ensuite retirés de ces îles.
Des raticides ont été disséminé sur les îles infestées.
Afin de comparer les niveaux de diversité génétique chez ces lézards sur les îles envahies ou non (qualifiées de « contrôle ») par les rats, des marqueurs microsatellite sont utilisés. Les mesures ont été effectuées avant et après les périodes d’invasion des rongeurs.

Le printemps après l’extermination des rats, la population d’anole s’est remise. Le même nombre de lézard a été dénombré dans les îles contrôles et ayant subi une infestation.
La population d’Anolis sagrei des îles infestées montre une réduction du niveau de richesse allélique. Les niveaux d’hétérozygotie décroissent significativement après l’invasion des rats. Les catastrophes naturelles (ouragans) ont un impact similaire sur les populations insulaires d’anoles dans les Bahamas. Ces résultats sont parlant étant donné que l’intervention s'est produite au sein d'une seule génération d'invasion. Les effets à long terme de l'invasion des rats sur les îlots d'étude sont vraisemblablement minimes.
L’hypothèse selon laquelle ces prédateurs peuvent avoir un impact sur la diversité génétique des espèces insulaires n’est que partiellement soutenue par cette présente étude.

L'extermination a été réussie et on observe un impact positif sur les populations de lézards. Cela tend a dire que l'extermination est une solution efficace pour la régénération des écosystèmes insulaires.
L’impact des prédateurs invasifs sur la diversité génétique d’autres espèces natives dépendra des interactions entre ces espèces. De nombreuses espèces insulaires envahies par des prédateurs peuvent avoir une capacité d'expansion plus limitée, et une perte de diversité génétique réduirait davantage leur potentiel à se remettre des invasions.
Les résultats de cette étude devraient servir d'avertissement sur les conséquences génétiques potentielles que les espèces envahissantes peuvent avoir sur les populations insulaires natives.

La diminution de la biodiversité est parfois associée à l’augmentation des espèces invasives. Si cela se vérifie par endroits, dans certains cas, la faune ou la flore native arrive à prospérer même en présence d’espèces invasives compétitrices. La plupart des pratiques utilisées pour éradiquer les espèces invasives ont souvent des effets secondaires négatifs sur les populations natives (produits chimiques, pièges, lutte biologique). La gestion des espèces invasives peut avoir des impacts positifs comme négatifs et c’est ce qui la rend difficile à mettre en place. Dans cette étude, les auteurs étudient l’effet des herbicides sur les espèces natives et exotiques.

L’étude se fait pendant 16 ans après une première exposition de 3 milieux à un herbicide. L’objectif de l’étude est d’évaluer la réponse des espèces natives à l’exposition à l’herbicide et à l’herbivorie. Le site d’étude se situe dans le Montana (U.S.A.) et est envahi par Euphorbia esula. 12 parcelles (4 parcelles en triplicat) sont soumises à un moyen de lutte différent (herbivorie, herbicide, les deux, aucun). La superficie occupée par chaque espèce est estimée visuellement avant le traitement, puis 1 mois après, puis 1,2, 4 et 16 ans après. En plus de cette estimation ils mesurent la biomasse de E. esula et des herbacées.

Dicotylédones exotiques:
L’herbicide seul a eu un effet négatif sur les herbacées (sauf l'invasive E. esula) et les populations n’ont commencé à recoloniser que 4 ans après. Après 16 ans, le paysage était semblable à celui des parcelles non traitées (seule une espèce n’a pas reparu).
Dicotylédones natives:
3 herbacées suivent la même tendance, se régénérant complétement après 16 ans, 2 espèces ne se sont pas remise du traitement (présence réduite) après 16 ans et seule Androsace spp. n’est pas du tout affectée par l’herbicide.

On a au final au bout de 16 ans la disparition de 2 espèces natives et le maintien de l'espèce invasive E. esula et d'autres espèces exotiques.

Comme le disent les auteurs, si le moyen de contrôle des espèces invasives peut possiblement impacter négativement les espèces natives, mieux vaudrait-il ne pas le mettre en place.

Cet article traite d'un phénomène qu'il est important de comprendre dans le cadre de cette controverse, à savoir que l'impact d'un contrôle peut être plus néfaste pour les communautés natives que la présence de l'espèce à éliminer. L'étude est menée aux U.S.A. mais reste applicable aux écosystèmes insulaires

Le Kakerori (Pomarea dimidiata), aussi appelé Rarotonga monarque, est endémique des îles Cook, plus précisément de Rarotonga. Cette île est la plus grande (67 km²) et la plus peuplée (+ 10 000 habitants) des 15 îles constituant les îles Cook.
C'est une espèce d'oiseau assez petite (22g) et vivant dans des forêts denses au climat tropical.
Dans les années 80/90 le Kakerori était considéré comme une des espèces d’oiseaux les plus menacées. En effet, moins de 50 individus ont été recensés entre 1988 et 1994, d'où le statut IUCN “en danger critique” d’extinction pour cette espèce.
Hay & Robertson (1988) ont pu identifier le problème majeur de ce déclin : la prolifération d’espèces “nuisibles”, comme le rat (Rattus rattus) et le chat (Felis catus).
Des programmes de gestions ont alors été enclenchés :

• Phase de rétablissement
• Phase de maintien durable Suite à cinq cyclones ravageurs en 2005, les scientifiques ont voulu voir leur impact sur les populations d'oiseaux ainsi que celui de leurs prédateurs.

Les rats ainsi que les chats nuisent aux adultes et plus récemment aux juvéniles Kakerori.

MÉTHODES
- Phase de rétablissement (1989 - 2001):
En 1989 la dératisation hebdomadaire ainsi que de protection des nids ont été expérimentés sur l’un des quatre principaux bassins fréquentés par les oiseaux. Au vu du succès reproducteur grandissant des Kakerori, ce plan d’action a été maintenu et donc depuis 1992 une opération de dératisation est effectuée tous les printemps dans la TCA (Takitumu Conservation Area). Cette zone protégée de 155 hectares se situe dans le sud-est de l’île de Rarotonga.
Ce n’est qu’en 1995 que le programme de rétablissement de l’espèce Pomarea dimidiata a été mis en place.
- Phase de maintien durable (après 2001):
Entre 2001 et 2003, afin de préserver l’espèce, des 30 jeunes Kakerori ont été transférés sur île Atiu.
Durant 2003/2004 la dératisation a été réduite à du remplacement de piège et de l'empoisonnement bimensuel dans la TCA.
En 2007 (avril - juillet) un programme d'empoisonnement "interim poisoning" a été mis en place, en plus de celui déjà en place, afin de réduire le nombre de rats et chats.

RÉSULTATS
1989 - 2001 : La population a augmenté de 20% chaque année en passant de 25 individus en 1989 à 255 en 2001. C’est alors que l’espèce est passée du statut d’espèce en “danger critique d’extinction” à “menacée”.
En 2005, cinq cyclones ont touché les îles Cook. Les populations ont bien résisté (276 adultes en TCA et 19 à Atiu). Néanmoins la canopée fut endommagée et la saison des amours des populations de Kakerori fut donc impactée l'année suivante.
En 2006, un déclin de 8% (276 --> 254) fut observé à Rarotonga par rapport à 2005.
En 2007, un minimum de 47 individus a été observé à Atiu.

CONCLUSION
Après le contrôle des prédateurs (rats et chats) la population de Kakerori s'est remise.

Les auteurs ne parlent pas de l'impact éventuel du poison utilisé pour la dératisation. Dans Preliminary ecosystem response following invasive norway rat eradication on rat Island, Aleutian Islands, Alaska les auteurs mentionnent des morts d'oiseaux dues au raticide utilisé alors il est justifiable de se demander s'il existe un impact similaire dans cette étude.
De plus, bien que cette étude soit en faveur de l'éradication elle ne mentionne pas l'effet de telles méthodes sur le reste de l'écosystème insulaire.

Il montre que des espèces comme les rats ou les chats peuvent avoir un effet néfaste sur les oiseaux, notamment dans des milieux insulaires. Le contrôle des populations de chats et de rats a fonctionné puisque la population de Kakerori s'est rétablie.
En effet, même les cinq cyclones survenus pendant l'étude ont eu un impact moindre comparé à celui des rats et des chats. Les Kakerori peuvent survivre, s'adapter au changement climatique, aux catastrophes naturelles mais sont menacés par les prédateurs néfastes.

Nous sommes en droit de nous demander si des méthodes drastiques, comme l'éradication, sont la clé du problème. Ne vaudrait-il pas mieux majorer et trouver un équilibre en contrôlant les populations de "nuisibles" afin que les populations menacées survivent et que le reste de l'écosystème n'en souffre pas. C'est ici que le mot gestion prendrait son sens et sa place !

En nouvelle Zélande, la plante invasive Ulex europaeus a remplacé une bonne partie des plantes natives comme Kunzea ericoides ou Leptospermum scoparium car sa capacité de colonisation après des perturbations est imbattable, elle les remplace fonctionnellement dans la résilience de l'écosystème concerné. Mais en-dessous de chacune de ces espèces, les assemblages d’insectes peuvent être différents et peuvent être impactés par des changements de compositions végétales. Cette étude s’est donc intéressée à la quantification de ces changements et donc à ce que pourrait engendrer le remplacement des espèces natives par une espèce invasive au niveau des communautés d’insectes de la vallée Wakapuaka à Northern South Island. Les scientifiques se sont intéressés aux coléoptères (Coleoptera), mites et papillons (Lepidoptera), mouches à soie (Diptera: Tachinidae) et moucherons fongicoles (Diptera: Ditomyiidae, Keroplatidae et Mycetophilidae).

Méthode :
Échantillonner dans des invasives et natives proches spatialement les unes des autres pour déterminer des différences de richesse spécifique, d'abondance, de composition d'assemblage et de structure de guilde pour chaque type d'habitat.
Chercher à évaluer si les groupes d'insectes échantillonnés réagissent de manière similaire et à estimer la perte possible d'espèces si la plante invasive remplace entièrement la native.
Matériel :
2 types de pièges : piège à malaise et piège à fosse placés aléatoirement dans 4 secteurs au périmètre défini et à la végétation identifiée, vidés tous les 15jours pendant 1mois. Les insectes attrapés ont été conservés dans de l'alcool et identifiés.

34 387 spécimens d'insectes ont pu être identifiés.
L'abondance totale retrouvée dans chaque plante était similaire mais la richesse spécifique était plus importante dans la plante invasive. De nombreuses espèces étaient uniques ou beaucoup plus abondantes dans un habitat ou l'autre. L'ajonc contenait autant voir plus, d'espèces d'insectes natifs que le kanuka dans tous les groupes échantillonnés, ce qui indique que l’espèce invasive a de la valeur pour les insectes endémiques. De plus, la structure de la native et de l'invasive crée un environnement physique très différent pour abriter les insectes, c'est pourquoi certaines espèces sont spécialistes de l'une ou l'autre pour répondre à leurs préférences écologiques. On retrouve plus de détritivores dans l'invasive et plus d'herbivores dans la native. On s'attend donc à ce que les spécialistes de la native disparaissent lors de son remplacement par l'invasive.

La prédominance d’une espèce végétale exotique n'entraînera pas nécessairement une réduction de la diversité des espèces ou la destruction d’un écosystème. Ici, l’ajonc, en plus de sa valeur dans la recolonisation rapide des sols en cas de perturbation, a un rôle d’habitat pour plusieurs espèces d’insectes natives de l’île. Bien qu’elle favorise certains insectes plutôt que d’autres et que certains sont spécialistes de la plante qu’elle remplace, elle permet la régénération des forêts endémiques et le maintien de certaines communautés d’insectes, nombreux et diversifiés. Alors l'extermination n'est ici pas nécessaire si on prend en considération ces deux rôles très importants pour l'équilibre de l'île.

 La plupart des introductions d’espèces dans un nouvel habitat sont des échecs (deVos & Petrides, 1967). Néanmoins, l’invasion réussie des écosystèmes par des espèces exotiques est couramment vu comme une des plus importante source de perte de biodiversité. La plus grande part de cette perte apparait dans les îles, où les espèces indigènes ont évoluées en l’absence de compétition, de prédation ou de parasitisme.

Les Mammifères introduits sont ceux qui causent le plus de dégâts (Ebenhard,1988; Lever, 1994). Peu de données sont disponibles sur les extinctions des plantes et invertébrés insulaires.
Dans cette review, les majeurs effets de l’introduction d’un ou de plusieurs espèce(s) de mammifère sera traité. De plus, les principales méthodes de contrôle ainsi que leurs principaux impacts sur l’écosystème seront discutés.

CONSÉQUENCE ÉCOLOGIQUES À L’INTRODUCTION
L’impact peut être pris à 5 échelles différentes : génétique, individuel, populationnel et écosystémique (Parker et al.,1999). Il est difficile de se rendre compte de l’impact d’espèces invasives sur un écosystème par manque de données de comparaison (avant/après invasion), mais le rétablissement des populations indigènes peut l’illustrer (Newman, 1994; Taylor, Kaiser & Drever, 2000; Towns, Daugherty & Cree, 2001).
Les raisons pour lesquelles les espèces invasives peuvent s’établir plus facilement sont : Trouver un environnement plus avantageux avec une ressource plus riche et moins de prédateurs naturels. Dans le cas où leur introduction est une réussite, selon Ebenhard (1988), elles peuvent avoir 1 à 6 effets majeurs directs sur les espèces natives:

• Supplanter d’autres espèces
• Prédater les espèces natives
• Faire intervenir de la compétition de niche et de ressource Cela peut jouer sur la dynamique de population, sur le paysage, et sur la fitness des populations d'espèces
• Transmettre des maladies aux populations endémiques Les agents pathogènes sont généralement moins virulent en milieu insulaire du fait de leur faible densité d’introduction, de leur éventuelle inadaptation au nouvel environnement ou par le manque d’un acteur de leur cycle de vie (Keeling & Grenfell, 1997).
• Introduire des variations génétiques, par hybridation, dans les populations natives Cela peut aboutit à une perte de diversité, voire une disparition de gènes.
• Devenir une proie pour les prédateurs indigènes.

STRATÉGIES DE LUTTE
La meilleure action reste la prévention (I.U.C.N., 2001). Mais après introduction d'espèces invasives, il existe 3 méthodes de lutte:

• gestion ou contrôle Les méthodes traditionnelles de contrôle sont l’utilisation de clôtures, l’abattage, le piégeage et l’empoisonnement. Les méthodes biologiques de contrôle consistent à réduire la descendance (immunocontraception) et la survie (parasitisme, prédation et compétition) des espèces invasives.
• exclusion
• extermination Au total, les programmes d’éradication concernent 144 îles dont ¾ de ces programmes ont réussi, 2.8% ont stoppé et 7% ont été considéré comme des échecs (C. R. Veitch, personal communication). Il est difficile de juger de la réussite ou de l’échec des programmes d’éradication. Les effets négatifs et inattendus de l’éradication surviennent quand les écosystèmes contenaient plusieurs espèces invasives et que celles-ci étaient présentes depuis longtemps et avaient remplacé des espèces natives. L’extermination ou la délocalisation d’espèces invasives (lapins, chèvres) peut permettre l’expansion d’autres espèces invasives (plantes); c’est l’effet Sisyphus (Mack & Lonsdale, 2002). Un suivi attentif des communautés avant toute action de contrôle pourrait prévenir de telles réactions en chaîne catastrophiques.

CONCLUSION
Toutes ces méthodes de luttes ont des points positifs et négatifs. Il ne ressort pas réellement de méthode optimale ou à condamner. Néanmoins l'essentiel semble être la pré-analyse ainsi que la mise en place d'un protocle avant d'initier tout programme de lutte et la surveillance après, afin d'empêcher une réinvasion (Figure 4).

Cette récente review permet d'avoir un large aperçu des méthodes de lutte contre les espèces invasives en milieu insulaire et de leurs effets majeurs. Elle fait également l'état de l'art et donne des exemples de programmes de lutte, d'îles touchées et d'espèces invasives.
L'éradication est un programme répandu pour pallier au problème d'invasion bien qu'il comporte des risques pour l'écosystème, que cela soit par sa technique (empoisonnement causant des dommages collatéraux) ou par sa conséquence (expansion d'espèces invasives). Pourtant si un suivi est effectué la majorité des cas d'éradication ont eu un effet bénéfique pour les espèces endémiques.

L'introduction et la propagation de Spartina a. dans les zones d'alimentation des oiseaux sauvages et des échassiers sont considérées comme une menace pour les populations d'oiseaux en Irlande du Nord. En effet, cela a un impact négatif sur les lits de Zostera spp. qui sont une source de nourriture importante pour la sauvagine. De plus, les peuplements denses de Spartina a. empêchent physiquement l'accès aux espèces proies invertébrées des échassiers.
Depuis la fin des années 1960, des tentatives ont été faites pour contrôler et éradiquer Spartina a.. L'application de Dalapon (acide 2,2-dichloropropionique) a été la principale méthode utilisée mais il n'est plus fabriqué.
Cette étude évalue l'efficacité de Dalapon et du glyphosate (seul herbicide accepté sur le territoire) envers l'éradication de S. anglica. La coupe des plantes avant l'application de l'herbicide et une comparaison avec une méthode d'éradication non herbicide, l'étouffement des plantes, sont également étudiés.

Deux sites disponibles, mi altitude et basse altitude, de Spartina a. ont été sélectionnés pour les essais d'éradication de cette espèce de 1998 à 2000
Six parcelles répliquées ont été utilisées, avec sept traitements différents. Chaque parcelle a été divisée en plusieurs quadrats pour l'enregistrement expérimental. (figure 1)
Les sept traitements appliqués étaient:

• Contrôle expérimental
• Dalapon
• Glyphosate sans tensioactif ajouté
• Pelouse coupée à 10 cm
• Pelouse coupée à 10 cm et Dalapon appliqué après six semaines de croissance
• Pelouse coupée à 10 cm et glyphosate appliqué après six semaines de croissance
• Pelouse coupée à 10 cm et étouffement pendant six mois

La première collecte de données a été réalisée en juillet 1998, avant l'application des traitements. Puis en juillet 1999 et 2000.
Cinq quadrats tirés au hasard par parcelle et par analyse ont été utilisés pour enregistrer la densité de tiges de Spartina a. et le pourcentage de couverture des espèces végétales présentes

Les traitements expérimentaux n'ont pas réussi à tuer 100% de Spartina a..
Le rétablissement de Spartina a. est plus rapide à mi-altitude qu'à basse altitude. Ceci suggère que les facteurs spécifiques au site influencent les taux de rétablissement de Spartina a. après les applications de traitement.
Toutes les espèces qui se trouvent dans la zone des plantes affectées par un herbicide appliqué ou dans une zone étouffée risquent d'être détruites.
Lors de la deuxième année d'étude, l'abondance de Puccinellia m. a augmenté sur un site dans les parcelles de Dalapon et étouffée. Ceci indique que le substrat et les conditions environnementales restants après l'enlèvement de Spartina a. conviennent à la colonisation par d'autres espèces.
La coupe permet une pénétration accrue de la lumière , améliorant ainsi la croissance des espèces dépendantes de celle ci. Mais Spartina a. a repoussée dans ces parcelles. Les espèces qui colonisent dépendent donc de la régénération des espèces installées.

Ces sites étaient les seules zones disponibles pour cette étude en raison d'une interdiction d'utilisation d'herbicides aux autres endroits.
Sites à environnements différents ( mi altitude / basse altitude ) ( anse marine de 200km² au Nord de l 'Irlande / bras marin de 150km² au Sud Est de l'Irlande)

Eradiquer une espèce risque d'affecter les autres espèces selon la méthode ( exemple ici: herbicide ou étouffement tues tous les végétaux)
Eradiquer une espèce peut laisser une opportunité à d'autres espèces de coloniser le milieux. Les espèces qui colonisent dépendront des conditions environnementales locales par rapport à la niche de régénération des espèces (Beeftink 1985) et de l'abondance des plantes adultes de chaque espèce dans les zones environnantes.
Cela peut avoir des conséquences inattendus : en cherchant à éradiquer une espèce, il est possible de modifier involontairement un écosystème.

La diversité végétale est plus grande sur le site Nord ( compétition inter spécifique différente attendu que sur le site du Sud Est)

Round Island détient les seules populations de plusieurs reptiles et plantes qui étaient autrefois présents sur l'île Maurice. Les tortues géantes (Cylindraspsis sp) ont été remplacées par des lapins (Oryctolagus cuniculus) et des chèvres (Capra hircus) introduits au début du XIXe siècle. Ces derniers ont empêché la reproduction d'arbres, détruit une forêt de feuillus, encouragé le caractère ouvert de la végétation et favorisé la dégradation écologique progressive. Malgré la présence de ces mammifères herbivores, l'île a conservé le dernier vestige significatif d'une forêt ouverte riche en palmiers, abritant 14 taxons végétaux menacés, et une herpétofaune remarquable. Cependant, l'impact négatif des lapins et des chèvres a causé l'extinction probable du serpent, Bolyeria multocarinata et réduit plusieurs autres espèces à un très petit nombre.
En 1978, la population de chèvre a été éradiquée suivie par celle des lapins en 1986, permettant une augmentation de l'abondance des espèces menacées.

En 1975, les pentes les plus végétalisées de l'île ont permis de recenser le nombre et le type de végétation et de reptiles. Cette étude a servi de base comparative pour les suivantes (1978, 1982, 1989 et 1996) qui utilisent les mêmes méthodes.
Les arbres ont été dénombrés et la végétation au sol a été mesurée en utilisant des estimations de couverture le long des transects dans deux zones (3 et 11) choisies pour représenter les tendances sur les versants ouest et sud-est respectivement. Une attention particulière a été accordée au suivi des tendances de l'état des espèces menacées et des espèces non indigènes.
La biomasse des reptiles a été déduite à partir des estimations de la population et du poids moyen des échantillons capturés de toutes les espèces (dénombrements diurnes visuels et chronométrés la nuit pour le taux de rencontre).
Des captures d'invertébrés ont été réalisées puis ils ont été triés en fonction de leur importance dans la diète des lézards.

Entre 1975 et 1996, le nombre de grands arbres âgés des trois principales espèces (Latania l., Hyophorbe l.,Pandanus v.) a diminué. Cependant, l'élimination des mammifères herbivores a permis de grandes vagues de recrutement qui commencent maintenant à remplacer les pertes d'arbres adultes. (fig 1 et 2)
De plus, la couverture végétale au sol est modifiée. On observe une augmentation du nombre d'herbes exotiques et la végétation est dominée par des Malvacées ,Nyctaginacées et Amaranthacées au détriment des graminées qui ont fortement diminués après l'éradication. De plus, la couverture de plantes grimpantes augmente dans la zone ouverte mais diminue dans la zone arborée.
Le nombre d'espèces non indigènes enregistré sur l'île Round a augmenté linéairement entre 1975 et 2000, influençant de manière croissante la composition et la structure de la végétation au sol.
Parmi les reptiles menacés et confinés à Round Island, Leiolopisma, a considérablement augmenté après l'éradication.

-Exclusion de la plantation dans le cadre de programmes de restauration
-Le nombre cumulatif d'espèces non indigènes augmente, mais en raison des "re"découvertes d'espèces indigènes, le rapport natif a peu changé
-Il existe des avantages démontrables survenant environ 10 ans après l'éradication des chèvres et des lapins mais également d'une influence croissante des espèces végétales non natives. L'impact potentiel des espèces non indigènes sur la régénération des espèces d'arbres est préoccupant à long terme. Dans le contexte, Maurice est le meilleur exemple de forêt riche en palmiers indigènes et a une grande superficie de végétation indigène. C'est un refuge pour les espèces qui ne se produisent plus ailleurs. Malgré l'éradication des chèvres et des lapins, l'importance croissante des plantes non indigènes risque d'inhiber la régénération des arbres indigènes. La valeur de la forêt riche en palmiers en tant que refuge pour les plantes et les reptiles menacés peut également diminuer.

L'éradication des chèvres et des lapins à permis de sauver quelques espèces de l'extinction ( selon des prédictions).
De nombreux résultats attendus se sont également réalisés
En revanche, un apport régulier d'espèces non natives dans une faune et flore indigène en basse population n'a pas permis un rétablissement intégrale de l'écologie Mauricienne. Un contrôle est nécessaire pour conserver certaines espèces.

Pour les reptiles: Les dénombrements visuels fournissent des indices de densité de population et sont toujours sous-estimés.
Il est difficile de reproduire à l'identique des expériences menées par d'autres chercheurs, et d'autant plus difficile en milieux naturel.
On remarque cependant que le travail fourni semble minutieux malgré le nombre de données et d'études en parallèle à réaliser.
Il aurait été intéressant de se pencher sur des espèces non rares/non protégées pour évaluer leurs fluctuations dans le temps et trouver un hypothétique lien avec des espèces rares/ menacées.

La combinaison de chèvres et de cochons sauvages a eu un impact fort sur la flore et la faune endémique des îles Mariannes. Il semble que les ongulés sauvages ont fait passer les îles de forêt tropicale à prairies (Ohba 1994; CNMI-DFW 1988-1997). Cette altération de l'habitat était supposée avoir un impact négatif sur les espèces menacées comme les mégapodes micronésiens (Megapodius laperouse), les Chauve-souris fruitières de Mariana (Ptéropemariannus), et le crabe noix de coco (Birgus latro). La destruction de la couverture du sol, la dessication du sol et l'érosion tue les arbres. Ainsi, l'objectif principal de ce projet était d'enlever les ongulés sauvages de l'île Sarigan pour améliorer l'habitat pour les mégapodes micronésiens en voie de disparition grâce à la récupération de la végétation et de ce fait, faire du biomonitoring avant et après éradication.

Eradication en 5 phases des chèvres et des cochons sur l’île Sarigan pendant 3ans avec différents moyens testés (shoot aérien, à terre, depuis un bateau, au fusil,...)
Biomonitoring de :

• Chauve-souris : VCP, stations pour comptages par biologistes,…
• Oiseaux : méthode VCP + réseau de surveillance
• Rats : capturés dans des pièges + surveillance
• Lézards : capturés dans des pièges + surveillance
• Patch de végétation : position GPS + prise de photo pour voir l’évolution

Éradication : éradication efficace
Végétation : augmentation immédiate du nombre d’espèces différentes + augmentation de la couverture de la canopée et diminution de la couverture végétale vers la forêt, recouvrement de 100% dans les prairies (3 ans).
Chauves-souris : pas de changement significatif car il est supposé arriver avec le changement des arbres.
Oiseaux : légère hausse des individus comptés mais pas significative tout comme chez les rats.
Lézards : augmentation de la population (1an).
L'élimination des ongulés a inversé le processus de perte de forêt et rétabli le microclimat du sol (moins d'1 an). On a vu de nouveaux arbres pousser permettant de ralentir l’érosion et aidant à stabiliser le sol. MAIS : explosion démographique de Operculina ventricosa normalement consommé par les chèvres. Elle a agi en faveur de la zone perturbée, en ombrageant le sol et piégeant la moisissure. Elle semble fournir une augmentation de l'habitat et d'alimentation pour les lézards et les mégapodes.

Il aurait été nécessaire de continuer le biomonitoring à vraiment long terme pour voir l'impact de la croissance des arbres sur les populations qui en ont une utilité et pour voir comment l'écosystème se réorganise vraiment avec l'éspèce invasive Operculina ventricosa .

Certaines espèces invasives, comme les ongulés, exercent un très forte pression sur les écosystèmes insulaires forestiers ou de prairie.
Leur éradication est possible avec la mise en place de plans d'éradication et de biomonitoring solides et fiables.
Le profit de l'éradication peut se faire ressentir immédiatement ou seulement ou bout d'un certain temps.
L'éradication de grands herbivores peut amener à l'ouverture d'une niche trophique favorable au développement d'une autre espèce invasive.
Cette espèce peut être favorable à court terme à la régénération d'un écosystème endommagé.