Interactions multitrophiques et diversité des communautés

Afin de caractériser la diversité on s’intéresse à la richesse spécifique qui est le nombre d’espèces présentes dans la communauté considérée.

La diversité spécifique peut se mesurer à différents niveaux :

1 : La diversité alpha (Dα) correspond à la diversité locale dans une communauté. Pour la quantifier on utilise l’indice de Shannon. Elle permet de rendre compte du nombre d’espèces du milieu considéré et de la répartition des individus au sein de ces espèces

${\displaystyle H'=-\sum _{i=1}^{s}p_{i}log_{2}p_{i}}$

• H': indice de biodiversité de Shannon
• i : une espèce du milieu d’étude
• S : richesse spécifique
• où pi : Proportion d’une espèce i par rapport au nombre total d’espèces (S) dans le milieu d’étude (ou richesse spécifique du milieu), qui se calcule de la façon suivante : p(i)=ni/N où ni est le nombre d'individus pour l'espèce i et N est l'effectif total (les individus de toutes les espèces).

2 : La diversité bêta (Dβ) est une  mesure de la diversité entre communautés. Elle correspond au taux de remplacement des espèces le long d'un gradient (par exemple climatique, spatial, d'altitude), au sein d'une région donnée. On utilise des indices de similitudes pour la calculer tel que l’indice de Jaccard :

Soit deux ensembles A et B ${\displaystyle J(A,B)=\left\vert A\bigcap B\right\vert /\left\vert A\bigcup B\right\vert }$

Il varie entre 0 (aucune espèces communes) et 1 (toutes les espèces sont communes).

3 : La diversité gamma (Dγ) est la diversité régionale, résultant de la combinaison des diversités alpha et bêta. Elle traduit le taux d'addition de nouvelles espèces quand on échantillonne le même habitat en différents endroits. Lande propose une approche statistique permettant de partitionner la diversité gamma comme:

${\displaystyle D\gamma =D\alpha +D}$β

La complexité d’un réseau d’interaction peut être quantifiée à l’aide de trois mesures de la structure du réseau[4].

1 : La connectance :  c’est le nombre d’interactions réalisées entre les niveaux trophiques spécifiés (L) divisé par le nombre d’interactions potentielles (Lmax) ${\displaystyle C={\frac {L}{Lmax}}}$

2 : La diversité des interactions : on le calcul en utilisant l’indice de Shannon mais en l'appliquant aux interactions ${\displaystyle ID=\sum _{i=0}^{n}p_{i}log_{2}p_{i}}$

où pi est la proportion d'interaction i par rapport à la somme totale de n interactions observées.

3 : La force des interactions : pour cela, on calcule la moyenne des forces d’interactions par la moyenne arithmétique de toutes les interactions significatives ${\displaystyle IS=1/n\sum _{i=0}^{n}p_{i}}$

où pi est la proportion d'interaction i par rapport à la somme totale de n interactions observées.

L’intérêt croissant pour l’étude de la biodiversité et la prise de conscience des enjeux que représente l’accélération de son érosion ont conduit à l’intégration de nouveaux paramètres dans son évaluation. Ainsi, la mesure de la biodiversité va désormais bien au-delà de l’estimation du nombre d’espèces dans un milieu mais prend en considération des facteurs comme la diversité fonctionnelle ou phylogénétique.

Des modèles analytiques ont démontré que la multiplicité des interactions serait un indicateur de diversité et de stabilité de l’écosystème[5]. Ainsi, dans le cas d’une espèce généraliste (e.g. se nourrissant de plusieurs ressources), l’espèce pourra survivre en cas de disparition d’une de ses ressources car elle pourra se concentrer sur les autres. Dans cet exemple, la pluralité des interactions permet une certaine stabilité mais cette configuration n’est pas systématique car il est nécessaire de prendre en compte des variables environnementales. Les interactions au sein des écosystèmes se caractérisent par des flux de nature énergétique (carbone par exemple) le long des chaînes trophiques.    

L’étude des relations entre les milieux dits aériens et souterrains met également en évidence l’importance des interactions dans le fonctionnement des écosystèmes. Dans ce contexte, les plantes jouent un rôle majeur car elles sont les médiateurs entre les organismes des deux milieux[6]. Les organismes structurant les réseaux trophiques sont de diverses natures : herbivores, carnivores, végétaux, champignons, bactéries, parasites et on estime que de très nombreux organismes participent indirectement à ces interactions mais demeurent non-détectés . On considère que la diversité végétale augmente les interactions et leurs forces respectives, modifiant ainsi la complexité du réseau [4]. Néanmoins, les effets de la diversité végétale s’atténuent avec l’augmentation du niveau trophique : les prédateurs sont moins influencés par la variation de cette diversité[7]. Aussi, les mycorhizes peuvent influencer la composition spécifique des plantes.  Les micro-organismes interviennent dans les chaînes trophiques par des mécanismes pathogènes, par des mécanismes visant à modifier les qualités nutritionnelles des plantes ou par des mécanismes symbiotiques.

Le mutualisme peut alors être source de maintien de la diversité spécifique dans une communauté. En effet il peut permettre d’augmenter les capacités compétitrices d’une espèce, optimisant ainsi son développement. Dans le cas des symbioses mycorhiziennes, des plantes originellement peu compétitrices peuvent capter les ressources du sol plus facilement grâce aux hyphes (éléments filamenteux des champignons), améliorant leur croissance dans un milieu où elles se seraient faites exclure compétitivement par d’autres espèces en l’absence de mycorhizes. A travers la symbiose mycorhizienne, le mutualisme permet ici le maintien d’une diversité spécifique[1].

Ainsi, le maintien de cette diversité spécifique s’organise par des processus écologiques permettant la promiscuité entre espèces. Les processus locaux tel que la compétition, la prédation, le mutualisme permettent l’acquisition de ressources, tandis que les processus régionaux comme la dispersion permettent l’acquisition de territoires. Dans ce contexte, la cohabitation entre deux espèces repose sur un trade-off, c’est-à-dire un compromis entre bonne colonisation et bonne assimilation de ressources.   (table1) 

Table 1 : trade-off compétitivité-dispersion pour 2 espèces; l’espèce 1 est bonne compétitive mais moins bonne colonisatrice, et inversement pour l’espèce 2.

Si le rôle des interactions horizontales (au sein d’un même niveau trophique) sur le fonctionnement des écosystèmes semble prédictible, les interactions dites verticales, au sein de plusieurs niveaux trophiques semblent plus complexes.

Schéma décrivant un exemple d'interactions multitrophiques et la diversité des communautés.

On distingue différentes dynamiques d’interactions verticales[8] :

• le contrôle « top-down » correspond à un mécanisme partant d’un niveau élevé d’une chaîne trophique à un niveau inférieur. C’est un contrôle descendant qui s’intéresse aux patrons généraux. Cette forme d’interaction présente une covariance négative, c’est-à-dire que l’on prévoit une quantité de biomasse variable selon les niveaux.
• le contrôle « bottom-up », à l’inverse, correspond à un mécanisme initié dans un niveau inférieur d’une chaîne trophique et qui influence les niveaux supérieurs. C’est un contrôle ascendant, qui s’intéresse plutôt à la compréhension des processus d’interaction à échelle réduite. Ici, la covariance est positive, c’est-à-dire que l’on prévoit une augmentation de la biomasse. (Schéma)

Les études des interactions multitrophiques se concentrent souvent sur de petites zones et sur des espèces non mobiles, avec des cycles de vie courts, ce qui les rend faciles à observer. Il en résulte en une image incomplète et déformée du rôle des espèces clé de voûte dans les milieux naturels. Lorsque les populations de ces top-consommateurs sont réduites ou supprimées, et que les échelles spatiales et temporelles considérées sont suffisamment grandes, leur influence devient évidente.

Le lien entre les « apex-consommateurs » et la diversité des espèces peut se faire par l’intermédiaire de différentes interactions. Par exemple, en bloquant l'exclusion compétitive ou la prolifération des prédateurs intermédiaires (mesopredator release), ou encore par des effets indirects sur l'habitat[9].

L'altération de la dynamique de recrutement des arbres et la transformation progressive des forêts en landes et prairies en raison de l'augmentation de l'herbivorie des ongulés illustre l'influence des espèces clé de voûte sur la diversité fonctionnelle. Ce processus a été particulièrement mis en évidence dans les parcs naturels nord-américains où la perte de grands prédateurs au début du XX^e siècle s’est traduite par une réduction du taux de croissance des arbres et par un échec du recrutement chez les essences dominantes. La réintroduction du loup au milieu des années 1990, dans le parc national de Yellowstone, a permis de réguler les populations de grands herbivores, de freiner la prolifération de coyotes, de restaurer la couverture végétale en diminuant la pression exercée par les grands ongulés et de stabiliser les berges des cours d’eau. Ce frein à l'érosion des berges et l’augmentation du refroidissement des rivières par l’ombre portée des arbres a permis une augmentation des espèces de poissons et d’autres organismes aquatiques[9]. L’installation des castors a également été favorisée et leurs barrages ont permis la création de niches écologiques propices aux loutres, ragondins, amphibiens, etc.

Dans un écosystème où l’influence du contrôle top-down est prépondérante, la perte de l’espèce située au sommet de la chaîne trophique engendre des conséquences sur les écosystèmes qui vont bien au-delà de la seule diversité de la communauté : augmentation des maladies et des incendies de forêt, pertes de séquestration du carbone, apparition d'espèces envahissantes, perturbation des cycles biogéochimiques. Ces impacts sont d’autant plus prégnants qu’ils sont exacerbés par des facteurs tels que la surexploitation des terres arables et des ressources, le changement climatique, la perte et la fragmentation des habitats, la pollution, etc[9] - [10].