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Mise à jour des connaissances sur le discoglosse sarde Discoglossus sardus Tschudi in Otth, 1837 dans l'île de Port-Cros en 2018 : habitats potentiels, état de la population et mesures de gestion

Authors:
  • Alcedo Faune et Flore SASU
  • AHPAM (Association Herpétologique de Provence Alpes Méditerranée)

Abstract and Figures

A presence / absence protocol to model the detection and occupation probabilities of temporary watercourses (“wadis”) sections by the Tyrrhenian Painted Frog was set up on the island of Port-Cros in 2018. Different sampling methods, by day and by night, conducted during four spring survey sessions, were compared. The influence of different habitat covariates was also able to be tested. The species was observed in the adult, juvenile or tadpole stages in 59 % of the water sections, for a linear totallength of 2.13 km. The average occupancy probability of the water sections is estimated at 0.60— 102 —(CI 0.51-0.68). The average detection probabilities vary for each method and each session,from 0.00 to 0.58 (CI 0.46-0.69). The occurrence of the species on the juxtaposed sections and the number of basins per section have a significant influence on the occupation probability. Results show the interest of achieving at least three sessions between the beginning and theend of the breeding season, in order to obtain a detection rate close to 90%. Exceptionally favorable watercourse situation in 2018, because of some abundant rainfalls in winter, allowsa comparison with the distribution of the population under similar conditions in 2001.
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Sci. Rep. Port-Cros natl. Park, 33: 101-126 (2019)
Mise à jour des connaissances
sur le discoglosse sarde
Discoglossus
sardus
Tschudi in Otth, 1837
dans l’île de Port-Cros en 2018 :
habitats potentiels, état de la population
et mesures de gestion
Rémi DUGUET1, 2, Pauline PRIOL3, Grégory DESO1*, David GEOFFROY4
1Ahpam (Association herpétologique de Provence Alpes Méditerranée), Maison des
associations, 384 route de Caderousse, 84100 Orange, France.
2Alcedo Faune et Flore, 85 impasse Baslaval, 07110 Sanilhac, France.
3StatiPop-Consulting en suivi de populations animales, 4 avenue de Nîmes, 34190 Ganges,
France.
4Parc national de Port-Cros, 181 Allée du Castel Sainte Claire, BP70220, 83406 Hyères
Cedex, France.
*Contact : ahpam.contact@gmail.com
Résumé. Un protocole de type présence/absence permettant de modéliser les probabilités
de détection et d’occupation de tronçons de cours d’eau temporaires oueds ») par le
discoglosse sarde a été mis en place dans l’île de Port-Cros en 2018. Différentes méthodes
d’échantillonnage, de jour et de nuit, réalisées au cours de quatre sessions de prospection
printanières, ont pu être comparées. L’inuence de différentes covariables d’habitats a aussi
pu être testée. Le discoglosse sarde a été contacté aux stades adulte, juvénile ou têtard
dans 59 % des tronçons en eau, soit un linéaire de 2,13 km. La probabilité d’occupation
moyenne des tronçons en eau est estimée à 0,60 (IC 0,51-0,68). Les probabilités de détection
moyennes varient pour chaque méthode et chaque session, de 0,00 à 0,58 (IC 0,46-0,69).
La présence de l’espèce sur les tronçons juxtaposés et le nombre de vasques par tronçon
ont une inuence signicative sur la probabilité d’occupation. Les résultats montrent l’intérêt
d’associer au moins trois sessions entre le début et la n de la saison de reproduction, an
d’obtenir un taux de détection proche de 90 %. Une situation hydrique exceptionnellement
favorable en 2018 permet une comparaison avec la distribution de la population dans des
conditions similaires en 2001.
Mots-clés : Discoglossus sardus, probabilité de détection, répartition, état de
conservation, île de Port-Cros.
Abstract. Update of knowledge on the Tyrrhenian Painted Frog Discoglossus sardus
Tschudi in Otth, 1837 in Port-Cros Island in 2018: potential habitats, state of the
population and management measures. A presence / absence protocol to model the
detection and occupation probabilities of temporary watercourses (“wadis”) sections by the
Tyrrhenian Painted Frog was set up on the island of Port-Cros in 2018. Different sampling
methods, by day and by night, conducted during four spring survey sessions, were compared.
The inuence of different habitat covariates was also able to be tested. The species was
observed in the adult, juvenile or tadpole stages in 59 % of the water sections, for a linear total
length of 2.13 km. The average occupancy probability of the water sections is estimated at 0.60
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(CI 0.51-0.68). The average detection probabilities vary for each method and each session,
from 0.00 to 0.58 (CI 0.46-0.69). The occurrence of the species on the juxtaposed sections
and the number of basins per section have a signicant inuence on the occupation probability.
Results show the interest of achieving at least three sessions between the beginning and the
end of the breeding season, in order to obtain a detection rate close to 90%. Exceptionally
favorable watercourse situation in 2018, because of some abundant rainfalls in winter, allows
a comparison with the distribution of the population under similar conditions in 2001.
Keywords: Discoglossus sardus, detection probability, geographic range, population
trend, île de Port-Cros.
Introduction
Lors de sa création, en 1963, le Parc national de Port-Cros était
cantonné à l’archipel de Port-Cros (Barcelo et Boudouresque, 2012).
Depuis 2012-2016, le Parc national de Port-Cros comporte deux
cœurs de parc terrestres et marins (les archipels de Port-Cros et de
Porquerolles), une vaste Aire Maritime Adjacente (AMA) et une Aire
d’Adhésion (AA) sur le continent (Astruch et al., 2018).
La stratégie scientifique du Parc national de Port-Cros (ci-après
dénommé ‘le Parc’) est un document cadre permettant de disposer d’une
définition des besoins à long terme dans le domaine scientifique au sein
de l’Établissement, et de retenir les axes prioritaires d’intervention pour
l’ensemble des disciplines scientifiques (biologie, écologie, économie,
géographie, sociologie, etc.) durant la période 2013-2022 (Barcelo et
al., 2013).
Concernant les suivis, la stratégie se fixe comme objectifs de les
‘prioriser’, en retenant principalement une liste d’espèces ou d’habitats
remarquables, tels que par exemple le discoglosse sarde Discoglossus
sardus, un amphibien qui n’est pas considéré comme menacé en Europe
(Least Concern – LC) (Andreone et al., 2009), mais au statut ‘vulnérable’
dans les Iles d’Hyères (IUCN France et al., 2015) (Fig. 1). En effet, le
discoglosse sarde est l’une des espèces-phares de la faune du Parc, au
même titre, par exemple, que le mérou brun Epinephelus marginatus,
le phyllodactyle d’Europe Euleptes europaea, la grande nacre Pinna
nobilis ou le puffin yelkouan Puffinus yelkouan, dont la conservation
est une priorité pour le Parc.
— 103 —
Figure 1. Discoglosses mâle (à droite) et femelle (à gauche) sur un site de reproduction
- île de Port-Cros, 12 avril 2018. Photo : O. Chaline.
Dans une logique de veille écologique des populations du
discoglosse sarde, la responsabilité du Parc est notamment d’évaluer
le statut de conservation de l’espèce et sa tendance à l’échelle de
l’ensemble du territoire concerné : les îles de Port-Cros et du Levant.
Afin de perfectionner certains suivis, le Parc a engagé depuis 2016
une collaboration avec le Centre d’Ecologie Fonctionnelle et Evolutive
(CEFE-CNRS) de Montpellier. Au sujet du discoglosse sarde, cette
collaboration a permis d’identifier une absence d’objectifs clairement
énoncés, ainsi que plusieurs limites apparentes du protocole de suivi mis
en place depuis 2009, dans la standardisation des relevés ou l’échelle
spatiale jugée trop restreinte.
Comme recommandé dans cette analyse, il était donc nécessaire
de retravailler l’échantillonnage spatial du suivi du discoglosse sarde,
en modélisant la probabilité de détection afin de disposer de données
de type présence/absence pertinentes.
Par conséquent, les principaux objectifs opérationnels d’une
nouvelle étude étaient :
- de tester puis de valider un protocole standard (techniques,
dates, fréquence, moyens humains, etc.), permettant d’évaluer
de manière fiable, dans une saison de reproduction du discoglosse
sarde, l’aire de répartition de l’espèce au sein des milieux
aquatiques disponibles sur l’île de Port-Cros ;
- d’évaluer cette aire de répartition dans l’Île de Port-Cros sur une
saison de reproduction (printemps 2018), puis de comparer ces
résultats aux données antérieures disponibles ;
— 104 —
- d’identifier d’éventuels facteurs de menace pesant sur la
population de discoglosse sarde dans l’Île de Port-Cros, et le cas
échéant de préconiser des mesures de conservation adaptées.
La mise en œuvre de cette étude a reposé sur un partenariat
passé entre le Parc et l’Association Herpétologique de Provence Alpes
Méditerranée (AHPAM). L’AHPAM a mobilisé trois intervenants principaux
et a reçu le concours de quatre bénévoles pour la phase de prospections.
Le présent article détaille la méthodologie et les résultats de ce qui
constitue le premier protocole robuste mis en place sur le discoglosse
sarde dans le Parc, dans la perspective de son suivi à long terme.
Matériel et méthodes
Méthode d’échantillonnage
Une pré-étude réalisée en 2017 par le Parc a permis la réalisation
d’une cartographie des habitats potentiels de reproduction pour l’espèce
sur l’ensemble de l’Île de Port-Cros, selon des tronçons définis en fond
de vallons, où l’humidité s’accumule. Les unités d’échantillonnage sont
ces tronçons, d’une longueur de 30 m pour une largeur de quelques
mètres au maximum, correspondant au lit majeur des oueds (Fig. 2),
aux fossés d’une prairie humide et à deux lagunes arrière-littorales. Au
total, on recense 483 tronçons, soit un linéaire de 6 km (Fig. 3). Des
petits points d’eau artificiels de type puits, connus comme des sites de
reproduction potentiels du discoglosse sarde (Pesme, 2001), se sont
ajoutés aux tronçons.
Figure 2. Site de reproduction en oued – île de Port-Cros. Photo : G. Deso.
— 105 —
Figure 3. Ile de Port-Cros. Lieudits principaux et réseau hydrique simplifié en mars 2018.
Nous avons mis en place un protocole de type présence/absence,
qui permet la modélisation de la détection et de l’occupation, afin de
tester quatre méthodes de prospection :
De nuit :
- recherche visuelle des têtards, si besoin avec une épuisette ;
- recherche visuelle des adultes et des juvéniles (longueur museau-
cloaque 35 mm), sans inspection des abris superficiels du sol.
De jour :
- recherche visuelle des têtards, si besoin avec une épuisette ;
- recherche visuelle des adultes et des juvéniles ;
- inspection délicate des abris superficiels du sol (pierres, bois
morts, litière, etc.) accessibles à un observateur, dans les limites
du tronçon.
Les prospections étaient menées durant la saison printanière de
reproduction du discoglosse sarde de 2018, entre mars et mai, en quatre
sessions séparées de quelques semaines : session n°1 du 13 au 16
mars 2018 ; session n°2 du 28 au 31 mars 2018 ; session n°3 du 10 au
13 avril 2018 ; session n°4 du 22 au 24 mai 2018.
La session de prospection n°1 donnait lieu à un repérage de
l’ensemble des tronçons et des petits points d’eau artificiels de type
puits, inondés donc susceptibles d’être des sites de reproduction. À cette
occasion, un certain nombre de variables d’habitats ont été décrites pour
toute la durée de la période d’étude : largeur du lit mouillé, profondeur
d’eau maximale, pH, recouvrement de la strate arborée (‘ensoleillement’),
— 106 —
faciès d’écoulement, nature du lit mineur, présence de seuils artificiels,
nature du boisement, présence de murs de pierres sèches, présence
et taille du bois mort au sol, présence de boutis de sangliers. Durant
la session n°2, une variable supplémentaire a été décrite : il s’agit du
nombre de fosses de dissipation (‘vasques’) par tronçon en secteur
d’oued. À partir de la session n°2, seuls les tronçons en eau ont été
prospectés systématiquement.
L’effort de prospection par tronçon était de 10 minutes maximum,
à deux observateurs. Une équipe de nuit et une équipe de jour, formées
d’observateurs différents, se succédaient sur les mêmes tronçons à 12
heures d’intervalle. L’équipe de nuit ne communiquait pas ses observations
à l’équipe de jour, afin d’éviter d’influencer les prospections. Des mesures
météorologiques étaient prises régulièrement à l’aide d’un thermo-
anémomètre portatif : températures de l’air et de l’eau, taux d’humidité, vent.
Le matériel et les vêtements étaient régulièrement désinfectés,
conformément au ‘Protocole d’hygiène pour le contrôle des maladies
des amphibiens dans la nature à destination des opérateurs de terrain’,
édité par l’Agence de l’Eau Rhône-Méditerranée-Corse (Miaud, 2014).
Analyses statistiques
Les données ont été modélisées selon des modèles d’occupation à
saisons simples (MacKenzie et al., 2002, 2006). Ces modèles permettent
d’estimer la probabilité d’occupation du discoglosse sarde sur le site,
mais également d’estimer et donc de comparer les probabilités de
détection associées à chacune des différentes méthodes d’inventaire
appliquées.
Afin de prendre en compte la non-indépendance spatiale des
données, une variable d’auto-corrélation a été créée, considérant la
présence de l’espèce sur les tronçons juxtaposés au tronçon concerné.
Toutes les covariables numériques ont été centrées-réduites avant
analyse.
En raison d’un nombre important de données manquantes
concernant les différentes covariables, trop chronophages pour être
prises systématiquement sur le terrain, nous avons dû procéder à une
modélisation en deux temps.
Dans un premier temps, nous avons modélisé les données de
l’ensemble des tronçons en eau, afin d’avoir une vision de la répartition
de l’espèce sur l’ensemble de l’île, sans pouvoir cependant y intégrer des
covariables d’habitat ou d’observations car les modèles d’occupation
ne tolèrent pas les données manquantes. Nous avons ainsi paramétré
la probabilité de détection selon différents scénarios, en conservant la
— 107 —
probabilité d’occupation constante. La probabilité de détection a été
modélisée soit :
- constante dans le temps et selon les méthodes : p(.) ;
- variable selon :
. les quatre méthodes : p(méthode) ;
. la période de prospection (mars à mai) : p(période) ;
. le type de recherches portées sur les adultes ou les têtards :
p(Ad/Têt) ;
. les passages diurnes ou nocturnes : p(N/J) ;
. la période dépendamment du type de recherche : p(période*Ad/
Têt) ;
. les périodes et les méthodes : p(t).
À ces différents scénarios nous avons ajouté un effet possible des
observateurs p(obs).
Nous avons aussi paramétré la probabilité d’occupation :
constante Ψ(.) ou influencée par l’auto-corrélation des tronçons ΨΨ(autocor).
Un total de 28 modèles a ainsi été ajusté et les estimations
du maximum de vraisemblance ont été obtenus à l’aide du logiciel
PRESENCE (Hines, 2006).
Dans un second temps, nous avons testé l’influence des covariables
d’habitats sur la probabilité d’occupation du discoglosse sarde, afin de
mieux comprendre la sélection des sites par l’espèce. Pour ce faire, nous
avons conservé uniquement les variables d’intérêt les mieux renseignées,
soit la profondeur d’eau, la largeur du lit mouillé, le secteur concerné
(ou vallon), l’ensoleillement et le nombre de vasques. Ces modèles
ne tolérant pas les données manquantes, nous avons dû exclure les
tronçons pour lesquels des informations faisaient défaut, pour n’en
conserver que 97 au total.
L’effet des conditions météorologiques n’a pas pu être testé sur la
détection en raison de trop peu d’informations disponibles.
Afin de faciliter les interprétations et d’établir clairement les effets
de chaque variable, nous nous sommes volontairement restreints à des
analyses simples comprenant une ou exceptionnellement deux variables
par paramètre. Nous avons ainsi paramétré la probabilité d’occupation
(Ψ) de différentes manières :
- constante sur l’ensemble des sites : Ψ(.) ;
- variable selon :
- le secteur (vallon de la Solitude, bassin versant de Notre dame,
vallon de la Fausse Monnaie, oueds côtiers de Port-Man, Calanque
Longue ou Pointe de Marma) : Ψ(secteur) ;
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. la profondeur d’eau : Ψ(prof) ;
. la largeur du lit mouillé : Ψ(larg) ;
. la profondeur et la largeur du lit mouillé : Ψ(prof+larg) ;
. l’ensoleillement : Ψ(expo) ;
. le nombre de vasques dans le tronçon : Ψ(vasque).
À ces différents scénarios nous avons ajouté un effet possible de
l’auto-corrélation des tronçons Ψ(autocor).
Pour ces modèles, la probabilité de détection a été modélisée selon
le meilleur scénario des modèles précédents p(t). Un total de 14 modèles
ont ainsi été ajustés. Les estimations du maximum de vraisemblance ont
été obtenus à l’aide du logiciel PRESENCE (Hines, 2006). Les modèles
ont été comparés entre eux selon le critère d’Aikaike (AIC) (Burnham
et Anderson, 2002). Toutes les estimations sont présentées avec leur
intervalle de confiance à 95 %.
Résultats
Distribution spatiale de l’habitat aquatique
122 tronçons, soit 25 % de l’ensemble des tronçons, ont été
considérés comme des sites de reproduction potentiels du discoglosse
sarde durant l’étude. Les points d’eau artificiels de type puits, à sec en
mars 2018, ont été écartés du suivi.
L’espèce a été observée dans 71 tronçons (2,13 km), soit 59 %
des tronçons en eau durant l’étude (Tabl. I, Fig. 4). Les adultes ont été
recensés dans 60 tronçons (1,8 km), les juvéniles dans 24 tronçons
(0,72 km) et les têtards dans 38 tronçons (1,14 km).
— 109 —
Tableau I. Ile de Port-Cros. Synthèse des résultats des prospections visuelles des adultes, des juvéniles et des têtards, de jour et de nuit. ND = Non
déterminé.
Sessions N°1 N°2 N°3 N°4 N°1 à 4
Périodes Jour Nuit Jour +
nuit Jour Nuit Jour +
nuit Jour Nuit Jour +
nuit Jour Jour Nuit Jour+
nuit
Adultes
N tronçons «positifs»
distincts 4 41 43 17 26 34 7 23 28 11 ND ND 60
Maximum d’individus
par tronçon 2 6 - 4 13 - 3 9 - 3 4 13 -
Juvéniles
N tronçons «positifs»
distincts 2 3 5 10 7 14 8 2 10 2 ND ND 24
Maximum d’individus
par tronçon 111436111143-
Adultes + juvéniles
N tronçons «positifs»
distincts 6 42 ND 26 29 ND 14 24 ND 12 54 42 65
Maximum d’individus
par tronçon ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND ND 13
Nombre total de
«contacts» 7 85 ND 43 59 ND 22 58 ND 17 ND ND ND
Têtards
N tronçons «positifs»
distincts 0 1 1 11 8 14 13 13 18 35 ND ND 38
Adultes + juvéniles + têtards
N tronçons «positifs» ND ND 44 ND ND 44 ND ND 40 44 ND ND 71
— 110 —
Figure 4. Ile de Port-Cros. Tronçons d’oueds de 30 m avec contacts d’adultes, de
juvéniles ou de têtards en 2018.
Niveaux d’abondance des juvéniles et des adultes
Au total, sur l’ensemble du secteur (Tabl. I) :
- durant la session n°1, 85 contacts avec des adultes et des juvéniles
ont été obtenus de nuit dans 42 tronçons, et 7 de jour dans
6 tronçons ;
- durant la session n°2, 59 contacts avec des adultes et des juvéniles
ont été obtenus de nuit dans 29 tronçons, et 43 de jour dans
26 tronçons ;
- durant la session n°3, 58 contacts avec des adultes et des
juvéniles ont obtenus de nuit dans 24 tronçons, et 22 de jour
dans 14 tronçons ;
- durant la session n°4, 17 contacts avec des adultes et des juvéniles
ont été obtenus de jour dans 12 tronçons.
Le nombre maximum d’adultes observés en une session dans un
tronçon est de 13.
Probabilités de détection et d’occupation
Un modèle se distingue largement des autres (poids d’Aikaike de
0,73, Tabl. II). Ce modèle considère une probabilité de détection différente
pour chaque méthode et à chaque passage nocturne ou diurne, et une
probabilité d’occupation influencée par l’auto-corrélation des tronçons.
— 111 —
Tableau II. Classement des 10 meilleurs modèles d’occupation simple du discoglosse
sarde dans 122 tronçons en eau de l’île de Port-Cros en 2018, selon les différents
scénarios testés sur la probabilité de détection. K représente le nombre de paramètres
K, AICc le critère d’Akaike et wi le poids d’Akaike. Ψ est la probabilité d’occupation, p
la probabilité de détection.
Modèles K AICc ΔAICc wi
Ψ(autocor) p(t)
Ψ(autocor) p(t+obs)
Ψ(.) p(t)Ψ(autocor) p(periode*Ad/Têt+obs)
Ψ(.) p(t+obs)Ψ(autocor) p(periode*Ad/Têt)
Ψ(.) p(periode*Ad/Têt+obs)
Ψ(.) p(periode*Ad/Têt)
Ψ(autocor) p(methode+obs)
Ψ(autocor) p(methode)
Ψ(.) p(methode+obs)
Ψ(.) p(methode)
16
17
15
11
16
10
10
9
7
6
1067,86
1069,86
1099,43
1099,98
1101,43
1105,77
1131,54
1137,34
1143,40
1151,66
0,00
2,00
31,57
32,12
33,57
37,91
63,68
69,48
75,54
83,80
0,73
0,27
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
L’occupation moyenne des tronçons en eau, par le discoglosse
sarde, toutes classes d’âge confondues (adultes, juvéniles et têtards),
est estimée à 0,60 (IC 0,51-0,68).
Les probabilités de détection moyennes varient à chaque méthode
et à chaque passage, avec des estimations variant de 0,00 à 0,58 (IC
0,46-0,69) (Tabl. III). Le passage le plus efficace en termes de détection
est de loin le passage nocturne de la session n°1 pour la détection des
adultes (58 %). Viennent ensuite, par ordre d’efficacité décroissant :
- le passage diurne de la session n°4 pour la détection des têtards
(48 %) ;
- les passages nocturnes et diurnes de la session n°2 pour la
détection des adultes et des juvéniles (respectivement 40 % et
36 %, Tabl. III).
— 112 —
Tableau III. Estimations et IC (intervalle de confiance) à 95 % du paramètre de détection
du discoglosse sarde dans 122 tronçons en eau de l’île de Port-Cros en 2018 à chaque
occasion, issues du modèle Ψ(autocor) p(t).
Période Méthode et passage Estimation p si autocor
positive
Session n°1
Mi-mars
Prospection nocturne d’adultes 0,58 (0,46 - 0,69)
Prospection nocturne de larves 0,01 (0,00 - 0,09)
Prospection diurne d’adultes 0,08 (0,04 - 0,17)
Prospection diurne de larves 0,00 (0,00 - 1,00)
Session n°2
Fin-mars
Prospection nocturne d’adultes 0,40 (0,29 - 0,52)
Prospection nocturne de larves 0,11 (0,06 - 0,21)
Prospection diurne d’adultes 0,36 (0,26 - 0,48)
Prospection diurne de larves 0,15 (0,09 - 0,25)
Session n°3
Mi-avril
Prospection nocturne d’adultes 0,33 (0,23 - 0,45)
Prospection nocturne de larves 0,18 (0,11 - 0,29)
Prospection diurne d’adultes 0,19 (0,12 - 0,30)
Prospection diurne de larves 0,18 (0,11 - 0,29)
Session n°4
Fin-mai
Prospection diurne d’adultes 0,17 (0,10 - 0,27)
Prospection diurne de larves 0,48 (0,37 - 0,60)
Les prospections d’adultes et de juvéniles sont beaucoup plus
efficaces de nuit (58 %, 40 % et 33 % pour les sessions n°1, 2 et 3
respectivement) que de jour (8 %, 36 % et 19 % pour les sessions
n°1, 2 et 3 respectivement). Les prospections visuelles d’adultes et de
juvéniles ont révélé la présence de l’espèce dans, au total (Tabl. III) :
- 54 tronçons de nuit (sessions n°1 à 3) ;
- 42 tronçons de jour (sessions n°1 à 4).
Les prospections nocturnes à la recherche d’individus
métamorphosés présentent donc un meilleur taux de détection, avec
30 % des tronçons révélés positifs. Celles de la session n°1 ont été les
plus efficaces de toutes.
Les passages nocturnes et diurnes des sessions n°1, 2 et 3 pour la
détection des têtards ne sont guère efficaces (de 0 à 18 %), contrairement
au passage diurne de la session n°4 (48 %). Les prospections des têtards
ont été positives (Tabl. III) :
- de nuit, respectivement 1, 8 et 13 tronçons des sessions n°1,
2 et 3 ;
- de jour, respectivement 0, 11, 13 et 35 tronçons des sessions
n°1, 2, 3 et 4.
— 113 —
Tous les tronçons ayant permis la détection de têtards lors des
passages de jour comme de nuit des sessions n°1, 2 et 3, sauf un, ont
été confirmés lors du passage diurne de la session n°4.
Les prospections diurnes en mode ‘recherche d’individus
métamorphosés sous des abris superficiels’ (pierres, bois mort), dans
ou à proximité du milieu aquatique, sont très variables en termes de
fiabilité : de 8 à 36 %.
L’auto-corrélation a un effet positif significatif fort sur la probabilité
d’occupation, avec un passage de 0,20 (IC 0,10-0,36) à 0,77 (IC
0,66-0,85) lorsque l’auto-corrélation est positive. C’est à dire que le
discoglosse sarde a, dans cette étude, près de quatre fois plus de
chance d’occuper un tronçon si les tronçons juxtaposés sont positifs
que s’ils sont négatifs.
Influence des variables d’habitat sur l’occupation
Six modèles sont considérés équivalents (ΔAICc < 2, Tabl. IV).
Tableau IV. Classement des dix meilleurs modèles d’occupation simple du discoglosse
sarde dans 97 tronçons en eau de l’île de Port-cros en 2018 présentant les renseignements
pour les variables concernées, selon les différentes variables testées sur la probabilité
d’occupation. K représente le nombre de paramètres K, AICc le critère d’Akaike et wi le
poids d’Akaike. Ψ est la probabilité d’occupation, p la probabilité de détection.
Modèles K AICc ΔAICc wi
Ψ(vasque+autocor) p(t)
Ψ(autocor) p(t)
Ψ(larg+autocor) p(t)
Ψ(secteur+autocor) p(t)
Ψ(expo+autocor) p(t)
Ψ(prof+autocor) p(t)
Ψ(prof+larg+autocor) p(t)
Ψ(vasque) p(t)
Ψ(prof) p(t)
Ψ(.) p(t)
17
16
17
17
17
18
16
16
15
16
937,31
937,60
938,16
938,42
938,85
939,01
940,15
954,69
962,68
964,30
0,00
0,29
0,85
1,11
1,54
1,70
2,84
17,38
25,37
26,99
0,24
0,20
0,15
0,14
0,11
0,10
0,06
0,00
0,00
0,00
L’auto-corrélation présente un effet significatif majeur sur la
probabilité d’occupation, effet positif comme précédemment sur
l’ensemble des tronçons (Tabl. II). Elle atténue ainsi énormément l’effet
des autres variables lorsqu’elle est utilisée en additif.
— 114 —
Hormis l’auto-corrélation, seul le nombre de vasques par tronçon
influence l’occupation du discoglosse sarde. Le nombre de vasques
présente un effet significatif lorsqu’il est employé seul sur l’occupation,
bien que son effet soit seulement marginalement significatif lorsqu’il
est additionné à l’auto-corrélation (Tabl. V). Ainsi, plus il y a de vasques
pour accueillir la reproduction des discoglosses, plus la probabilité
d’occupation augmente, passant de 46 % d’occupation lorsqu’il n’y
a pas ou peu de vasques dans le tronçon, à 69 % lorsqu’il y en a 2,
86 % lorsqu’il y en a 4, 94 % lorsqu’il y en a 6 et 98 % lorsqu’il y en a
8 dans un tronçon.
Tableau V. Estimations et IC à 95 % du paramètre d’occupation du discoglosse sarde
dans 97 tronçons en eau de l’île de Port-cros en 2018 présentant les renseignements
pour les variables concernées, en fonction du nombre de vasques et de l’auto-corrélation
pour chaque tronçon, issues du modèle Ψ(vasque+autocor) p(t).
Nombre
de Vasques
Estimation Ψ
si autocor négative
Estimation Ψ
si autocor positive
0 0,19 (0,08 - 0,39) 0,73 (0,52 - 0,88)
2 0,28 (0,13 - 0,51) 0,82 (0,70 - 0,90)
4 0,39 (0,14 - 0,72) 0,88 (0,73 - 0,95)
6 0,45 (0,13 - 0,81) 0,92 (0,70 - 0,98)
8 X 0,95 (0,66 - 0,99)
La profondeur d’eau, la largeur du lit mouillé et l’ensoleillement
n’influencent pas significativement la présence du discoglosse, ni même
le vallon prospecté (Tabl. IV).
Discussion
Fiabilité des méthodes de suivi, recommandations pour les suivis
à venir
Les prospections visuelles d’adultes, de juvéniles et de têtards, de
jour et de nuit, sans recherche d’individus métamorphosés sous des
abris superficiels du sol, sont suffisamment fiables pour déterminer le
taux d’occupation du réseau hydrographique par l’espèce en période
de reproduction.
Logiquement, la recherche des têtards s’est améliorée vers la fin du
printemps, car d’une part la ponte est étalée dans le temps, et d’autre
part elle avait à peine débuté mi-mars (session n°1 : <1 % des têtards).
Noter que les bonnes conditions hydriques du printemps 2018 (voir
ci-après) ont peut-être favorisé la détection des têtards à la toute fin
du printemps, en comparaison d’une année plus sèche. Inversement,
la détection maximale des adultes, en début de printemps (session
n°2), a coïncidé avec le pic de l’activité de reproduction du discoglosse
— 115 —
sarde dans les îles d’Hyères (Pesme, 2001 ; Cheylan in Duguet et Melki,
2003 ; Joyeux, 2005).
Un protocole ‘efficace’ consisterait à effectuer, dans une même
saison, deux sessions nocturnes en mars-avril (juvéniles et adultes) et
deux sessions diurnes en mai (têtards) dans l’ensemble des tronçons
en eau, avec :
- 58 % de chances de détecter l’espèce durant la 1ère session
nocturne ;
- 40 % de chances de détecter l’espèce durant la 2ème session,
nocturne ;
- 48 % de chances de détecter l’espèce durant chaque session
diurne.
La fiabilité pour détecter l’espèce dans l’ensemble des tronçons
occupés serait ainsi de 93 % (1-(0,58*0,40*0,48*0,48)).
Des protocoles moins ambitieux consisteraient à effectuer trois
sessions, avec au choix :
- 1 session nocturne et 2 sessions diurnes, pour une efficacité de
89 % (1-(0,42*0,52*0,52)) ;
- 2 sessions nocturnes et 1 session diurne, pour une efficacité de
87 % (1-(0,42*0,60*0,52)) ;
- 3 sessions diurnes, pour une fiabilité de 86 % (1-(0,52*0,52*0,52)).
Recommandations pour les suivis à venir
La combinaison de sessions nocturnes en début de saison, qui
détectent en majorité des individus métamorphosés, et de sessions
diurnes en fin de saison, qui détectent principalement des têtards, paraît
nécessaire. En effet, l’addition des tronçons détectés ‘positifs’ pour les
têtards (54 % des tronçons), les juvéniles (34 %) ou les adultes (85 %)
permet d’aboutir à un linéaire d’occupation du réseau hydrographique
représentatif de la réalité.
Nous préconisons de réaliser régulièrement des états des lieux
complets sur le discoglosse sarde. Le protocole tiendrait compte de
l’ensemble de la zone d’étude et comprendrait trois sessions étalées
dans une saison de reproduction : entre 1 à 2 sessions nocturnes, en
début de période de ponte (mars-avril), et entre 1 à 2 sessions diurnes,
en fin de période de développement larvaire (mai-juin), les sessions
étant séparées d’au moins deux semaines. Cet état des lieux complet
serait reconduit tous les 5 ans au minimum, en considérant a priori,
d’après les travaux de Knoepffler (1962) et Joyeux (2005), que la maturité
sexuelle et la longévité du discoglosse sarde dans la zone d’étude sont
respectivement de 3 ans et de 9 ans.
— 116 —
Afin de conserver un suivi constant de l’espèce, nous recommandons
une combinaison avec une veille plus légère, à une fréquence de 1 à 2
ans. Cette veille porterait soit sur les sites de reproduction (présence
de têtards) déjà identifiés dans l’état des lieux complet le plus récent,
soit sur un échantillon de 20-30 tronçons en eau tirés aléatoirement
parmi les 122 répertoriés en 2018. Elle se composerait de deux sessions
seulement, une de nuit et une de jour, afin de modéliser la détection et
l’efficacité des suivis. Elle serait susceptible de déclencher la réalisation
d’un état des lieux complet en cas de situation anormale détectée.
Situation hydrique des sites de reproduction, comparaison avec
les données antérieures
Les conditions hydriques durant l’étude ont été exceptionnellement
bonnes, grâce à des niveaux d’eau relativement élevés à la fin de l’hiver
et à des précipitations régulières tout au long du printemps, ce qui a
certainement favorisé la reproduction du discoglosse sarde. Nous nous
sommes donc rapprochés des conditions qui avaient marqué le suivi
du discoglosse sarde dans l’île de Port-Cros en 2001 (Pesme, 2001). À
la différence près qu’en 2001 la reproduction avait été possible dans le
vallon de Janet, dans le vallon de Port-Man et dans huit petits points
d’eau artificiels (Tabl. VI), qui étaient secs en mars 2018. La reproduction
ayant échoué dans le vallon du Janet à cause d’un assec précoce, il
est vraisemblable que ce vallon présente une hydropériode toujours
rédhibitoire pour le discoglosse sarde. Noter que nous avons écarté
des prospections, dès la session n°2, les petits points d’eau artificiels
qui étaient à sec, mais certains d’entre eux sont peut-être redevenus
favorables à la reproduction dans le courant du printemps.
En comparant les résultats de cette étude avec les données
antérieures disponibles (Knoepffler, 1962 ; Cheylan, 1983 ; Vandenbrouck,
1996 ; Pesme, 2001 ; Joyeux, 2005 ; données du Parc), les mêmes
‘noyaux de populations’ se concentrent dans quelques secteurs (Tabl.
VI) : le vallon de la Fausse Monnaie, le vallon de la Solitude, le bassin
versant de Notre-Dame, au moins un des oueds côtiers de Port-Man, et
le nord-est de l’île : Pointe de Marma et Calanque Longue. Aucun site de
reproduction inédit n’a été mis en évidence en 2018. Dans cette étude,
le discoglosse sarde n’a pas été observé de nouveau dans le vallon du
Janet (dernière mention en 2015), dans le vallon de Port-Man (en 2016)
et dans huit petits points d’eau artificiels de type puits (en 2001), tous à
sec. Dans ces secteurs, des mesures de restauration de pièces d’eau
à l’hydropériode propices à la reproduction, pourraient être tentées.
De plus, aucune nouvelle observation n’a été effectuée dans le
barrage de la Solitude ou ses mares annexes depuis 2015 (Tabl. VI),
alors que le milieu semble inchangé, et que la gambusie (Gambusia
— 117 —
holbrooki), un poisson vivipare originaire du sud des États-Unis, introduit
en 1992, en avait été retiré en octobre 2001 au moyen d’un traitement à la
roténone, afin de favoriser la reproduction du discoglosse sarde (Joyeux,
2005). Or le barrage aurait accueilli en 1956 la moitié des effectifs du
discoglosse sarde présents dans l’île de Port-Cros (Knoepffler, 1962),
et un effectif de 542 adultes y a été estimé en 2002 (A. Joyeux, com.
pers.). Nous suggérons l’idée que l’effacement de ce seuil (suppression
du barrage) serait peut-être à envisager pour raison de conservation,
afin de restaurer un milieu naturel de type oued.
Cette étude n’avait pas comme objectif d’estimer l’abondance
de la population du discoglosse sarde dans l’île de Port-Cros. Nos
observations ne nous permettent pas d’estimer l’ordre de grandeur de la
taille de la population locale. Néanmoins en avril 1956, Knoepffler (1962)
contactait en une nuit le long des principaux oueds de l’île, un nombre
de discoglosses adultes très nettement supérieur aux contacts obtenus
par nous-mêmes par une méthode similaire : 25-43 fois plus dans le
vallon de Notre-Dame, 122-244 fois plus dans le vallon de la Fausse
Monnaie et 115-279 fois plus dans le vallon de la Solitude. De plus, selon
cet auteur, ‘les jeunes, âgés de moins de 3 ans, sont beaucoup plus
abondants que les adultes. Il n’est pas rare d’en rencontrer, au crépuscule,
une centaine d’entre eux sur 10 mètres du cours d’un ruisseau’, tandis
qu’en 2018, les contacts de juvéniles de nuit ont représenté, selon les
périodes, entre 4 % et 14 % seulement des contacts d’adultes (Tabl. VII).
— 118 —
Tableau VI. Synthèse des données disponibles sur la distribution du discoglosse sarde dans l’île de Port-Cros. DD = Défaut de données.
Principaux
secteurs Lieudits
1956
(Knoeppfler,
1962)
1977-1983
(Cheylan, 1983)
Février 1996
(Vandenbrouck,
1996)
Mi-mars
à mi-juillet 2001
(Pesme, 2001)
2002-2005
(Joyeux, 2005
et com. pers.)
2009-2016
(Base de
données Parc)
Février à mai
2017
(Suivi Parc)
Mars à mai 2018
(cette étude)
Port-Man
Oueds côtiers
de Port-Man DD DD DD
Têtards en
grande densité,
dizaines
d’imagos
DD
Têtards en
2009-2016 ;
imagos en
2009-2011,
2013-2016
Adultes
ou têtards Têtards
Vallon
de Port-Man DD DD Quelques
têtards
Quelques
têtards,
nombreux
imagos
DD
Têtards en
2009-2011,
2013-2016 ;
imagos en
2009-2011,
2013
Détection
négative Détection négative
Nord-est de l’île
Calanque
longue DD DD DD
Quelques
têtards,
quelques
dizaines
d’imagos
DD
Têtards en
2010-2015 ;
imagos en
2010,
2012-2014
Détection
négative Têtards
Pointe
de Marma DD DD DD
Moins d’une
centaine
de têtards,
quelques
imagos
DD Têtards en
2010-2015 ;
imagos en 2013
Détection
négative Têtards
— 119 —
Principaux
secteurs Lieudits
1956
(Knoeppfler,
1962)
1977-1983
(Cheylan, 1983)
Février 1996
(Vandenbrouck,
1996)
Mi-mars
à mi-juillet 2001
(Pesme, 2001)
2002-2005
(Joyeux, 2005
et com. pers.)
2009-2016
(Base de
données Parc)
Février à mai
2017
(Suivi Parc)
Mars à mai 2018
(cette étude)
Bassin versant
de Notre-Dame
Oued principal
en amont
du Puits des
Ménages
(La Sardinière
incluse)
1162 adultes
observés le
24/04/1956
DD Têtards
Têtards
abondants,
imagos assez
nombreux
DD
Têtards en
2010, 2011,
2013-2015 ;
imagos en
2011, 2013
Adultes
ou têtards Têtards
Oued principal
en aval du Puits
des Ménages DD Nombreux
têtards
Têtards
abondants,
imagos Têtards
Têtards en
2009-2016 ;
imagos en
2009-2014
Adultes
ou têtards Têtards et imagos
Failles de la
Marma DD DD Quelques
têtards DD DD Détection
négative Juvéniles
La Palud
(prairie humide,
grau) DD Têtards Milliers de
têtards et
d’imagos DD
Têtards en
2010, 2011,
2013-2015 ;
imagos en
2010, 2011,
2013, 2014
Détection
négative Têtards
Vallon noir DD Adultes Détection
négative DD DD Détection
négative Absence
— 120 —
Principaux
secteurs Lieudits
1956
(Knoeppfler,
1962)
1977-1983
(Cheylan, 1983)
Février 1996
(Vandenbrouck,
1996)
Mi-mars
à mi-juillet 2001
(Pesme, 2001)
2002-2005
(Joyeux, 2005
et com. pers.)
2009-2016
(Base de
données Parc)
Février à mai
2017
(Suivi Parc)
Mars à mai 2018
(cette étude)
Vallon de la
Solitude
Oued principal
à l’amont du
barrage
Principaux
lieux de ponte
à Port-Cros :
852 adultes
observés le
21/04/1956
DD
Têtards,
localement
échec de la
reproduction
causé par un
asséchement
du site
Têtards,
dizaines
d’imagos DD
Têtards en
2009-2016 ;
imagos en
2010-2014
Adultes
ou têtards Têtards
Barrage ou
pièces d’eau
annexes
Principaux
lieux de ponte
à Port-Cros :
456 adultes
observés le
23/04/1956
DD Peu de têtards Têtards
abondants, 400
imagos
2002 : milliers
d’Ψufs dans les
pièces d’eau
annexes, 542
adultes estimés
par CMR dans
le barrage ;
2003 : pontes
dans le barrage
Têtards en
2009, 2010,
2014 ; imagos
en 2010
Détection
négative Détection négative
Oued principal
à l’aval
du barrage 642 adultes
observés le
22/04/1956
DD DD Détection
négative DD DD Détection
négative Adultes
Manoir
(prairie humide,
roselière)
Espèce
abondante Têtards Milliers de
têtards et
d’imagos DD
Têtards en
2009-2016 ;
imagos en
2010, 2012,
2013, 2015
Adultes
ou têtards Têtards
— 121 —
Principaux
secteurs Lieudits
1956
(Knoeppfler,
1962)
1977-1983
(Cheylan, 1983)
Février 1996
(Vandenbrouck,
1996)
Mi-mars
à mi-juillet 2001
(Pesme, 2001)
2002-2005
(Joyeux, 2005
et com. pers.)
2009-2016
(Base de
données Parc)
Février à mai
2017
(Suivi Parc)
Mars à mai 2018
(cette étude)
Ouest de l’île
Vallon de
la Fausse
Monnaie
487 adultes
observés le
24/04/1986 DD Quelques
têtards
Têtards
abondants,
quelques
dizaines
d’imagos
DD
Têtards en
2009-2016 ;
imagos en
2011, 2013,
2014
Adultes
ou têtards Têtards
Vallon du Janet Pontes DD
Quelques
têtards,
échec de la
reproduction
causé par un
asséchement
du site
Quelques
têtards,
échec de la
reproduction
causé par un
asséchement
du site
DD Têtards en
2015 Détection
négative Absence
Petits points
d’eau artificiels
(type puits)
Point n°1 DD DD DD 2 ou 3 têtards DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°2 DD DD DD Une dizaine de
têtards DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°3 DD DD DD Centaines de
têtards, 400 à
500 imagos DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°7 DD DD DD Quelques
têtards et
imagos DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°8 DD DD DD Dizaines de
têtards et
d’imagos DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°9 DD DD DD Quelques
têtards DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°10 DD DD DD Dizaines de
têtards et
d’imagos DD DD Détection
négative Détection négative
Point n°11 DD DD DD Dizaines de
têtards et
d’imagos DD DD Détection
négative Détection négative
— 122 —
Tableau VII : Effectifs de discoglosses sardes contactés dans une nuit le long du réseau
hydrographique à différentes périodes. ND = Non déterminé.
Lieudits
13-16 mars
2018
(cette étude)
28-31 mars
2018
(cette étude)
10-13 avril
2018
(cette étude)
21-24 avril 1956
(Knoepffler,
1962)
Adultes
Juvéniles
Adultes
Juvéniles
Adultes
Juvéniles
Adultes
Juvéniles
Calanque Longue 7 0 3 0 4 0 - -
Fausse Monnaie
(«Maître
Langevin») 4 0 2 0 2 0 487 ND
Notre-Dame
(«La Palud») 46 2 27 4 33 2 1162 ND
Port-Man - oued
centre sud 6 0 0 0 5 0 - -
Solitude 14 1 17 3 7 0 1950 ND
Totaux 77 3 49 7 51 2 3599 -
Malgré l’absence d’estimation fiable des effectifs de la population
de discoglosse sarde dans l’île de Port-Cros, un déclin significatif de
cette population entre les années 1956-1959 (Knoepffler, 1692) et 2018
(cette étude) est très vraisemblable. À notre connaissance, ce serait
l’un des premiers déclins documentés en région méditerranéenne
d’un amphibien qui ne soit pas imputable à une modification du milieu
naturel par l’action directe de l’homme, l’île étant strictement protégée
depuis 1963. À ce jour, les causes potentielles de déclin identifiées sont
l’introduction de poissons prédateurs Gambusia (Pesme, 2001) et l’arrivée
probablement spontanée du Sanglier Sus Scrofa (voir ci-dessous). Les
poissons introduits en 1992 très localement ont été éliminés fin 2001
(Vandenbrouck, 1996), tandis que le sanglier implanté en 2007 s’est
nettement développé vers 2013 pour atteindre en 2017 un effectif d’au
moins 40-45 individus (données Parc national de Port-Cros).
Pour disposer d’indications sur les niveaux d’effectifs actuels,
nous recommandons la mise en place, dans un secteur déterminé
comme par exemple le vallon de Notre-Dame, d’un suivi individuel
par CMR (Capture-Marquage-Recapture) photographique. À ce
propos, nous avons profité de cette étude pour tester la faisabilité de
la reconnaissance des photographies de patrons de coloration dorsale
des discoglosses, entre chaque passage de la session n°3. Les résultats
— 123 —
sont extrêmement encourageants, car les patterns individuels sont
nettement reconnaissables sur les photographies.
Qualité des sites de reproduction, menaces
La concentration de la reproduction dans certains groupes de
tronçons, avec notamment 32 tronçons accueillant à la fois des adultes,
des juvéniles et des têtards, est certainement liée à l’effet positif de la
densité de vasques sur la probabilité d’occupation des tronçons. Si la
densité de vasques est le signe de la qualité d’accueil du milieu aquatique
pour la reproduction, comme ces résultats le montrent, c’est sans doute
parce qu’elle limite le risque d’assec précoce et de dévalaison des
têtards en cas de crue vers des faciès d’écoulements moins favorables
à leur survie, comme par exemple un sous-écoulement (écoulement
sous la surface).
Evidemment, une menace majeure pesant sur le discoglosse sarde
dans la zone d’étude est le changement climatique (réduction du succès
de la reproduction en cas d’assec prolongé par exemple).
De plus, le sanglier s’est établi récemment dans l’Île de Port-Cros.
Consommant habituellement divers amphibiens (Jolley et al., 2010 ;
Barrios-Garcia et Ballari, 2012 ; Krull et Egeter, 2016 ; Jones et al., 2018),
les sangliers représentent une menace potentielle pour la conservation
dans un état favorable de la population locale du discoglosse sarde. En
effet, les ressources alimentaires du sanglier sont relativement limitées
dans un milieu insulaire de faible dimension comme l’île de Port-Cros.
Cette problématique mériterait un examen du contenu stomacal d’un
certain nombre de sangliers abattus, avant d’évaluer quantitativement
l’impact de la prédation sur les discoglosses adultes ou immatures. Par
ailleurs, la localisation des gîtes terrestres des discoglosses sardes,
par exemple au moyen de chiens renifleurs, permettrait d’évaluer leur
accessibilité aux sangliers, donc leur degré de vulnérabilité. À ce propos,
il semble que les murets de pierres sèches présents pour consolider les
berges des oueds constituent des abris relativement sûrs pour l’espèce
(Fig. 5).
— 124 —
Figure 5. Discoglosse à l’entrée d’un gîte dans un mur de pierres sèches en bordure
d’oued, 11 avril 2018 – île de Port-Cros. Photo : O. Chaline.
En cas de mesure de régulation cynégétique du sanglier, on veillera
à éviter l’usage du crude ammoniac, utilisé en forêt par les chasseurs
car il attire par son odeur les sangliers : ce produit aux composés
toxiques (hydrocarbures aromatiques polycycliques, anthraquinone) est
susceptible de contaminer les zones humides. Par précaution, le goudron
de Norvège pourrait être proscrit également dans l’île de Port-Cros.
Une veille sur la chytridiomycose, maladie de la peau des
amphibiens causée par le chytridiomycète Batrachochytrium
dendrobatidis (Fungi) (Kolby et Daszak, 2016), est réalisée à Port-Cros,
au moyen de prélèvements d’ADN à la surface de la peau. En 2011, sur
30 adultes échantillonnés, 5 se sont révélés positifs à B. dendrobatidis.
En 2017, de nouveau tests se sont révélés négatifs. Des prélèvements
réalisés par nous-même en 2018 sont en cours d’analyse. Naturellement,
les consignes de désinfection du matériel et des vêtements lors des
interventions en milieu aquatique, imposées par le Parc, doivent être
maintenues.
Remerciements. Nous remercions chaleureusement le Parc national de Port-
Cros pour son accompagnement administratif, logistique et scientifique, le CEFE/CNRS
(Aurélien Besnard) pour ses conseils méthodologiques et son encadrement scientifique,
les membres actifs de l’AHPAM (Olivier Chaline, Gaël Episse, Solenne Müller et Mathieu
Policain) pour leur accompagnement sur le terrain, André Joyeux pour le partage de
ses grandes connaissances de l’espèce à Port-Cros, Peter Fagan pour la traduction du
résumé, ainsi qu’Alain Barcelo, Charles-François Boudouresque et Rose-Abèle Viviani
pour la relecture et la mise en forme du manuscrit.
Références
ANDREONE F., Lecis R., Miaud C., Corti C., Sindaco R., Romano A., 2009. - Discoglossus
sardus. The IUCN Red List of threatened species 2009. http://dx.doi.org/10.2305/
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... Under these conditions, it seemed logical to enhance the populations of heritage species, either by releasing individuals or by improving their habitat. (i) The Tyrrhenian painted frog Discoglossus sardus, endemic to Corsica, Sardinia and some Tuscan islands, only occurs in mainland France on Port-Cros and Le Levant islands [157]. Low walls were constructed across the small valleys to retain water and supposedly improve its habitat (management: T1); this operation failed, as the ponds quickly filled with sediment. ...
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The Port-Cros National Park (PCNP), established in 1963, was one of the earliest terrestrial and marine parks in the Mediterranean Sea. From 2012, it engaged in a major redefinition and extension of its territory (N-PCNP—New Port-Cros National Park). This case is particularly interesting insofar as the protected area has been competently and efficiently managed since its creation, and protection and management measures have been strictly implemented: in the Mediterranean, the PCNP has often been considered as a benchmark. Here, we critically analyse almost 60 years of the management of the biodiversity and the human uses, with their share of successes and failures, certain operations which are today regarded as errors, and a doctrine today of a priori non-interventionism, in contrast to the doctrine in vogue in the early years. Of particular interest is the change in outlook with regard to actions favouring flagship species, such as building a tower for bats, setting up artificial nests for seabirds, and constructing an artificial reef at sea. The question of the natural arrival of the wild boar, a native species, and the hostility of the public and some species-centred scientists, is particularly instructive. We analyse these changes in the light of the ongoing trends in concepts in ecology and nature conservation, and the shift from a species-centred to an ecosystem-centred approach. It is worth emphasizing that a critical review of almost 60 years of management is a very rare exercise in a national park anywhere in the world.
... This reservoir is used by d. sardus for its reproduction. The mosquitofish gambusia holbrooki Girard, 1859, deliberately introduced in 1992, threatened the eggs and larvae of d. sardus; it was therefore eradicated in 2001 by poisoning (rotenone) (Lim & Dauba 2001, Duguet et al. 2019 (Table I, T12). The eradication was successful: it has never reappeared there (Hervé Bergère, pers. ...
... We can also add that D. sardus is assessed as Threatened in the Var Department (cat. VU IUCN Redlist) [Marchand et al. 2017], and as threatened with extinction at Port-Cros Island, Port-Cros National Park (Duguet et al. 2019). ...
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Introductions of animals and plants by humans permanently restructure the distribution ranges of species and the compositions of communities, a phenomenon which has been intensified in recent decades with globalization. However, it is often difficult to date these introductions or to identify the geographic origin of the introduced individuals. In this study, genetic variation in the mitochondrial gene for cytochrome b was examined in native populations of painted frogs (genus Discoglossus) and introduced individuals discovered at two novel locations in the southeast of France, to determine their specific ranks and origins. The population of Discoglossus sardus identified at Marseille probably originated from Corsica, and that of Discoglossus pictus discovered at Grimaud in the Var Department probably originated from the previously introduced range of the species in the southwestern Mediterranean region of France. These newly discovered populations of painted frogs represent an unresolved conservation issue, as they are allochthonous in the respective regions on one hand, but on the other hand they belong to species which are legally protected in France and Europe. As next steps, assessing their range expansion is important, as is studying the nature of the relationship between these painted frog populations and the native amphibian communities.
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The Port-Cros National Park (PCNP) was established in 1963. It encompassed the Island of Port-Cros and the neighbouring island and islets (the Port-Cros Archipelago). Progressively, the PCNP has been entrusted with the management of an increasing number of territories outside the initial territory of 1963. Between 2012 and 2016, the PCNP was engaged in a major redefinition and extension of its territory; the new Port-Cros National Park (N-PCNP), established in 2016, includes the Port-Cros and Porquerolles Archipelagos as core areas (both terrestrial and marine), a vast Adjacent Marine Area (AMA) including the Gulf of Hyères and extending seawards to the edge of the continental shelf, and a discontinuous continental area (Adhesion Area, AA) including five municipalities. The management of the marine area of the Port-Cros Archipelago MPA (Marine Protected Area) can clearly be referred to the MUM type (Multi-Use Management) characterized by a complex zoning of the marine part of the MPA, based upon the uses, the goals of conservation of the habitats and the ecosystems and priorities clearly displayed (artisanal fishing rather than recreational fishing). MUM management strongly contrasts with NTZ (No-Take Zone) management, where any form of human activity is prohibited. In addition to the ban on spear fishing, angling and trawling, the Port-Cros Archipelago MPA has its own artisanal fishing regulations, enshrined in a fishing charter; those regarding maximum vessel length, soak time, mesh size, net length, number of hooks and traps, are more restrictive than outside the MPA; these regulations are strictly enforced, in contrast with a number of Mediterranean MPAs which are actually 'paper parks'. It is worth noting that, as far as the conservation of the natural heritage is concerned, MUM management, as practiced in the Port-Cros Archipelago MPA, is at least as efficient as NTZ management. In addition, it is compatible with sustainable fisheries in particular, sustainable development in general, and fits well with the concept of the socio-ecosystem. We have seized the opportunity of having at our disposal one of the oldest Mediterranean MPAs, with exemplary protection and an exceptional level of scientific knowledge, to assess the species diversity (point diversity and alpha diversity), the biomass and the trophic structure of fish (teleosts) assemblages in 5 habitats,-shallow rocky reefs (RS, 0-3 m depth), deep rocky reefs (RD, 5-15 m), relatively shallow Posidonia oceanica seagrass meadows (PS, 10-18-15 m), deep P. oceanica meadows adjacent to circalittoral habitats soft bottoms (PD, 30-35 m) and coralligenous habitats (C, 25-40 m)-, by sector and type of management. Within the framework of MUM management, three types of management were considered: (i) sites reserved for scuba diving, where artisanal and recreational fishing are totally prohibited (NT, no-take areas); (ii) sites where longlines and trawling (artisanal fishing), spear fishing and angling (recreational fishing) are prohibited (RF, restricted fishing areas); and (iii) sites reserved for artisanal fishers, where spear fishing, angling and trawling are prohibited (AF, artisanal fishing areas). The fish assemblage was assessed at 40 sites, in September and October 2014; at each site, 10 random transects 25 m (50 m at PS) long and 5 m wide were surveyed by scuba diving (RD, PS, PD, C) or snorkelling (RS). The teleost fish species were classified, according to their diet, into 6 trophic groups: planktivorous, piscivorous, macrocarnivorous, omnivorous, mesocarnivorous and herbivorous. The alpha diversity (number of species per site), mean point diversity (number of species per transect), mean abundance (number of individuals per 100 m²) and mean biomass (kg per 100 m²) were respectively (i) 17-23, 9, 63 and 4 in RS (shallow rocky reefs), (ii) 23-30, 12, 158 and 7 in RD (deep rocky reefs), (iii) 18-28, 9, 60 and 1 in PS (shallow Posidonia oceanica meadow), (iv) 5-10, 3, 137 and 2 in PD (deep P. oceanica meadows) and (v) 10-29, 8, 596 and 18 in C (coralligenous). The trophic structure presented sharp differences between habitats: the dominant groups were mesocarnivorous and omnivorous (RS), piscivorous and mesocarnivorous (RD), herbivorous and planktivorous (PS), planktivorous and mesocarnivorous (PD) and piscivorous and planktivorous (C; with strong contrasts between sites and types of management). The type of management (NT, RF and AF) generally does not matter, with the exception of the coralligenous habitat, This result may seem surprising but it is quite logical: the three types of management that we have considered in Port-Cros Archipelago are just facets of the same type of management, MUM management; they constitute a spatial mosaic, with areas between which most of the fish considered here are constantly moving; it is therefore logical that the differences between these facets of the MUM management are rarely significant. Overall, the exceptional preservation of the natural heritage around the archipelago of Port-Cros (PCNP), the richness in fish, especially in top predators, and the compatibility with a sustainable artisanal fishery, are the result of an original type of management (MUM management), a severe restriction of the artisanal fishing effort, the prohibition of recreational fishing, effective surveillance and 55 years of rigorous management of human activities. But the balance that has been achieved could be jeopardized tomorrow. The current generation of intelligent fishers is, because of its age, being replaced. Will the new fishers have the wisdom of their elders? But the law is on the side of the PCNP; it arms the Park with powerful weapons, and it is up to the PCNP to ensure that the general interest prevails, that of all current and future users, that of the natural and cultural heritage, against possible depredations of people seeking quick but non-sustainable profits.
Technical Report
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Mené dans le cadre de la Liste rouge nationale, cet état des lieux porte sur l’évaluation du risque de disparition des 568 espèces d’oiseaux recensées en France métropolitaine, incluant l’ensemble des espèces nicheuses, hivernantes et de passage.
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The spread of amphibian chytrid fungus, Batrachochytrium dendrobatidis , is associated with the emerging infectious wildlife disease chytridiomycosis. This fungus poses an overwhelming threat to global amphibian biodiversity and is contributing toward population declines and extinctions worldwide. Extremely low host-species specificity potentially threatens thousands of the 7,000+ amphibian species with infection, and hosts in additional classes of organisms have now also been identified, including crayfish and nematode worms. Soon after the discovery of B. dendrobatidis in 1999, it became apparent that this pathogen was already pandemic; dozens of countries and hundreds of amphibian species had already been exposed. The timeline of B. dendrobatidis ’s global emergence still remains a mystery, as does its point of origin. The reason why B. dendrobatidis seems to have only recently increased in virulence to catalyze this global disease event remains unknown, and despite 15 years of investigation, this wildlife pandemic continues primarily uncontrolled. Some disease treatments are effective on animals held in captivity, but there is currently no proven method to eradicate B. dendrobatidis from an affected habitat, nor have we been able to protect new regions from exposure despite knowledge of an approaching “wave” of B. dendrobatidis and ensuing disease. International spread of B. dendrobatidis is largely facilitated by the commercial trade in live amphibians. Chytridiomycosis was recently listed as a globally notifiable disease by the World Organization for Animal Health, but few countries, if any, have formally adopted recommended measures to control its spread. Wildlife diseases continue to emerge as a consequence of globalization, and greater effort is urgently needed to protect global health.
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Feral pigs (Sus scrofa) are a threat to New Zealand’s biodiversity. Predation of frog species by feral pigs is a notable problem in other countries where pigs have been introduced. Our study aimed to determine through analysis of stomach contents if feral pigs are consuming frogs in the Waitakere Ranges, Auckland. Auckland Council contract pig hunters collected 274 feral pig stomach samples. Of these samples, 184 were screened for frog consumption via both dissecting microscope and DNA analyses. A single frog was identified by morphological and DNA analysis, the introduced green and golden bell frog (Litoria aurea). Anecdotal evidence from the hunter records also suggests that nine other individual frogs were found in the stomach of the same pig (n = 10 total). This evidence of frog predation by feral pigs should be considered along with the many other negative impacts of feral pigs in New Zealand, and management programmes for pigs should be considered in areas of biodiversity value.
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Herpetofauna populations are decreasing worldwide, and the range of wild pigs (Sus scrofa) is expanding. Depredation of threatened reptile and amphibian populations by wild pigs could be substantial. By understanding depredation characteristics and rates, more resources can be directed toward controlling populations of wild pigs coincident with threatened or endangered herpetofauna populations. From April 2005 to March 2006 we used firearms to collect wild pigs (n = 68) and examined stomach content for reptiles and amphibians. We found 64 individual reptiles and amphibians, composed of 5 different species, that were consumed by wild pigs during an estimated 254 hours of foraging. Primarily arboreal species (e. g., Anolis carolinensis) became more vulnerable to depredation when temperatures were low and they sought thermal shelter. Other species (e. g., Scaphiopus holbrookii) that exhibit mass terrestrial migrations during the breeding season also faced increased vulnerability to depredation by wild pigs. Results suggest that wild pigs are opportunistic consumers that can exploit and potentially have a negative impact on species with particular lifehistory characteristics.
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Nondetection of a species at a site does not imply that the species is absent unless the probability of detection is 1. We propose a model and likelihood-based method for estimating site occupancy rates when detection probabilities are 1. The model provides a flexible framework enabling covariate information to be included and allowing for missing observations. Via computer simulation, we found that the model provides good estimates of the occupancy rates, generally unbiased for moderate detection probabilities (0.3). We estimated site occupancy rates for two anuran species at 32 wetland sites in Maryland, USA, from data collected during 2000 as part of an amphibian monitoring program, Frog-watch USA. Site occupancy rates were estimated as 0.49 for American toads (Bufo amer-icanus), a 44% increase over the proportion of sites at which they were actually observed, and as 0.85 for spring peepers (Pseudacris crucifer), slightly above the observed proportion of 0.83.
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Occupancy Estimation and Modeling: Inferring Patterns and Dynamics of Species Occurrence, Second Edition, provides a synthesis of model-based approaches for analyzing presence-absence data, allowing for imperfect detection. Beginning from the relatively simple case of estimating the proportion of area or sampling units occupied at the time of surveying, the authors describe a wide variety of extensions that have been developed since the early 2000s. This provides an improved insight about species and community ecology, including, detection heterogeneity; correlated detections; spatial autocorrelation; multiple states or classes of occupancy; changes in occupancy over time; species co-occurrence; community-level modeling, and more. Occupancy Estimation and Modeling: Inferring Patterns and Dynamics of Species Occurrence, Second Edition has been greatly expanded and detail is provided regarding the estimation methods and examples of their application are given. Important study design recommendations are also covered to give a well rounded view of modeling.