Contexte
Actuellement, une perte de biodiversité massive a lieu à cause de disparitions d’espèces depuis plusieurs années, voire plusieurs dizaines d’années. Réintroduire des espèces est donc un moyen de restaurer un écosystème. Le processus de réintroduction peut concerner des espèces animales ou végétales, et représente une stratégie mise en œuvre par la biologie de conservation afin de restaurer les écosystèmes et les services écologiques rendus.
La réintroduction d'espèces dans leur milieu naturel apparaît donc comme une technique pour sauver les espèces en voie de disparition. Le succès des programmes de réintroduction est difficile à évaluer car cela requiert des données à long terme. Les réintroductions sont considérées comme des succès si elles aboutissent à des populations autonomes (A. Robert, 2009).
Ce processus ne doit pas être confondu avec celui de translocation, qui lui consiste en l’installation d’espèces animales absentes dans le milieu de destination à partir d’un milieu naturel, sans étapes de captivité. Dans notre cas, nous nous intéressons à la réintroduction d’espèces prédatrices, et plus précisément des carnivores. Les prédateurs étudiés sont des super-prédateurs, c’est-à-dire qu’à l’âge adulte, ces espèces se retrouvent au sommet de la chaîne alimentaire.
Ces prédateurs ont un rôle important dans les écosystèmes. D’une part, selon la théorie “mesopredator release hypothesis” (MRH), en l’absence ou déclin de prédateurs, la population des méso-prédateurs va croître, ce qui aura une influence négative sur l’abondance des petites proies. D’autre part, leur absence diminue la pression de sélection sur des herbivores de taille moyenne, ce qui aura un impact important sur les communautés de végétaux de l’écosystème, et indirectement impactera d’autres animaux tels que des invertébrés ou des oiseaux.
En ce sens, des études ont souligné leur potentiel de conférer une certaine résilience contre les invasions biologiques ou encore la transmission de maladies. Toutes les espèces réintroduites mentionnées dans cette synthèse sont des espèces natives de l’écosystème étudié, qui étaient donc naturellement présents avant leur disparition. Se pose donc la question suivante : *la réintroduction d'espèces prédatrices est-elle possible et peut-elle permettre la restauration de leur écosystème d'origine ?
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Méthodes d'évaluation
Différentes méthodes permettent de réintroduire des espèces prédatrices. Tout d’abord avant la réintroduction, il y a des modélisations des zones de réinsertion afin de déterminer si le climat et le biotope des zones correspondent aux besoins de l’espèce. Par exemple, il est possible d’utiliser l’indice HSI (Habitat Suitability Index) qui permet d’évaluer la qualité d’un habitat pour une population donnée, pour évaluer l’endroit le plus adapté à la réintroduction. Il est aussi important de savoir combien d’individus doivent être relâchés (mâles versus femelles), en prenant en compte les interactions avec les individus de la même espèce ainsi qu’avec les autres espèces du biotope. L’analyse de viabilité de population ou PVA utilise un modèle démographique couplé avec l’écologie et l’éthologie de l’espèce afin de savoir combien d’individus doivent être relâchés (Kramer-Schadt et al., 2005). Dans cet article, il y a aussi un modèle de dispersion pour voir combien d’individus peuvent se partager une parcelle de forêt et s’ils peuvent se disperser sur d’autres parcelles. Ensuite, il est possible d’établir des modèles avec différents scénarios afin de voir quel est le scénario optimum pour la réintroduction.

Afin d’étudier les espèces prédatrices une fois réintroduites, il est possible d’étudier la densité de population des carnivores, par comptage direct. Ce dénombrement prend en compte le nombre d’espèce au départ, le nombre de naissances et le nombre de décès et permet d’observer la fluctuation de la population sur une période donnée. Parfois, cependant, l’étude de certains carnivores se révèle trop fastidieuse à cause de leur faible densité de population, de leur comportement et de l’environnement dans lequel ils évoluent naturellement. Pour pallier à ce problème, une méthode consiste à examiner la population des proies du carnivore (densité, répartition, comportement) : en effet, il a été établi une forte corrélation entre l’abondance des prédateurs et la disponibilité en proies, notamment chez le tigre (Panthera tigris amoyensis) de Chine méridionale (Qin et al., 2015). Une solide connaissance du régime alimentaire de ce prédateur peut permettre une estimation fiable de sa population via le dénombrement de ses proies.
Il est ensuite possible d’estimer si une réintroduction peut restaurer l’écosystème d’origine en étudiant les différents acteurs de l’écosystème, c’est-à-dire les espèces intermédiaires, comme le cas de l’élan (Cervus elaphus) qui est la proie du loup (Canis lupus) (Ripple et al., 2012), mais aussi les espèces végétales. Ces paramètres attestent directement de l’évolution de la biodiversité (augmentation des populations, impacts sur d’autres espèces, croissance et multiplication des végétaux,...) et permettent de dire si la réintroduction a permis une restauration de l’écosystème et des cascades trophiques.

Discussion
La réintroduction d’une espèce dans son milieu d’origine nécessite le plus souvent des individus élevés en captivité car il n’existe plus ou très peu d’individus dans le milieu naturel. Seulement, les projets utilisant des animaux élevés en captivité ont moins de succès que ceux utilisant des animaux sauvages (A. Robert, 2009). Les espèces qui ont passé plusieurs générations en captivité accumulent des mutations qui peuvent être nuisibles dans le milieu naturel, ce qui augmente le risque d'extinction de la population relâchée. De multiples réintroductions échelonnées sur plusieurs années devraient diminuer les risques d'extinctions des populations relâchées. La subdivision des populations captives permet une réduction des proportions des mutations fixées et facilite la purge de cette charge génétique dans la population réintroduite. Relâcher des individus venant de ces différentes subdivisions dans la même localité augmente les chances de réussite.
Ensuite les individus élevés en captivité ne sont pas immunisés contre les pathologies de leurs homologues sauvages (Jule et al., 2008). Pour finir, la captivité peut aussi influencer le comportement de l’animal, il ne saura pas comment interagir avec les individus sauvages de son espèces ou encore chasser correctement, ils sont moins compétitifs. De plus, la plupart des individus élevés en captivité puis relâchés se font tuer par les chasseurs, la captivité induit moins de méfiance envers l’homme, ou encore sur les routes, les petits n’ayant pas été élevés dans la nature n’ont pas conscience de tous ces dangers.
Les zones de réintroduction des individus doivent correspondre à leur milieu de vie (proies, climat, compétition avec autres prédateurs), car les espèces peuvent avoir disparues depuis un long moment. En outre les causes de l’extinction ne doivent plus être présentes sinon les populations réintroduites vont aussi disparaître (Hunter et al., 2015).
Ensuite, pour la réintroduction, il faut prendre en compte les interactions sociales entre individus notamment le partage des territoires (1 mâle peut partager sont territoire avec 1 ou 2 femelles, mais les femelles ne supportent pas d’autre femelles sur leur territoire (Kramer-Schadt et al., 2005). Il faut aussi tenir compte de la taille des territoires dont chaque individu a besoin. Les problèmes majeurs de la réintroduction sont : les hommes à cause des chasseurs et des braconniers mais aussi à cause des routes qui séparent l’habitat lorsqu’il est fragmenté (Kramer-Schadt et al., 2005). La faible connectivité entre les parcelles rend la réintroduction difficile et discutable dans le long terme car il y a beaucoup de dangers pour les individus qui doivent se trouver un nouveau territoire. Le cas de réintroductions de grands carnivores en Afrique du Sud (Hayward et al., 2007) soutient cette théorie et montre que plusieurs paramètres en plus de la qualité de l’habitat doivent être pris en compte pour que la population réintroduite subsiste sans causer de dommages aux populations.
Les études précédemment citées ne prennent souvent qu’en compte la capacité du prédateur à se maintenir dans son environnement. Or, d’un point de vue écologique, ce qui nous intéresse essentiellement est son aptitude à restaurer l’écosystème à l’état antérieur à sa disparition.
Certaines études analysent l’impact des prédateurs sur les proies pour estimer leur effet sur l’écosystème. Mais les observations dans le domaine sont système-dépendantes. Par exemple, un article (Grange et al., 2012) cherche à expliquer l’impact de la population des lions sur celle des ongulés dans une zones protégée close. Or, leur modèle mathématique ne met pas en évidence de lien entre les deux.
Les travaux dans ce domaine sont controversés. Une review (Ritchie et al., 2015) souligne les différents obstacles rencontrés qui empêche l’analyse pertinente des résultats obtenus après réintroduction, ainsi que la prédiction pour des réintroduction futures. Ils peuvent se résumer par la méconnaissance des interactions complexes et multiples que peuvent avoir les prédateurs sur les écosystèmes (pas seulement sur leur proie), de leur comportement (alors que les études se focalisent sur leur abondance), ainsi que la structure sociale des espèces. Ainsi, en Australie, où la question de la réintroduction du dingo est controversée, notamment à cause de son rôle écologique incertain, des auteurs suggèrent de faire une expérience à grande échelle. Cette expérience, dans une zone clôturée de 3000 km², avec l’analyse des populations de dingos, de leurs proies, et d’animaux et végétations permettraient de mieux appréhender les impacts directs et indirects qu’ils pourraient avoir dans ces interactions complexes (Newsome et al., 2015).
Le cas de la réintroduction du loup (Canis lupus) dans le parc de Yellowstone (Ripple et al., 2012) est un bon exemple de restauration d’un écosystème. En effet, cette réintroduction a eu pour conséquence de rétablir une cascade tri-trophique (loups - élans - plantes ligneuses) dans le parc et d’avoir des impacts bénéfiques sur de nombreuses autres espèces (castors, et autres espèces végétales). Cette étude est utile au débat car c’est une des rares qui prend en compte l’évolution d’un écosystème après une réintroduction de carnivores. Un prolongement de la période étudiée est néanmoins nécessaire pour confirmer que la restauration de l’écosystème a bien lieu.

Conclusion et ouverture
Au travers de ces analyses d’articles, il a été mis en évidence que la réintroduction fonctionnait au moins partiellement dans des écosystèmes pour des espèces particulières. Cependant, si les causes de la disparition de l’espèce sont toujours présentes (compétition, braconnage, destruction ou fragmentation de l’habitat) la réintroduction ne fonctionnera pas.
Toutefois la restauration de l’écosystème, même si certains cas semblent s’en rapprocher, comme dans le cas de la réintroduction du loup dans le parc de Yellowstone, reste difficilement identifiable. Ceci pourrait être expliqué d’une part, par le faible nombre de variables analysées, et d’autre part, par la méconnaissance du système écologique avant la réintroduction.
De plus, la plupart des études ne prennent pas assez de recul pour voir si les réintroductions/ restaurations fonctionnent à des échelles de temps et d’espace plus grandes. Et les modèles établis pour une espèce dans un écosystème ne semblent pas pouvoir être extrapolés à d’autres écosystèmes. De plus, dans de multiples études, la provenance des carnivores n’est pas indiquée, alors que des auteurs montrent que c’est une information pertinente.
Enfin, les récentes études tendent de plus en plus à considérer un plus large nombre de variables, incluant les effets directs mais aussi indirects que pourrait avoir une réintroduction, et donc une analyse plus pertinente de son impact sur le système biologique. Ceci pourrait permettre une gestion plus efficace des écosystèmes et de prédire l’issue des réintroductions.

Publiée il y a presque 6 ans par Université de Montpellier.
Dernière modification il y a plus de 2 ans.

Cette synthèse se base sur 10 références.