# Écologie de l'approvisionnement des abeilles dans l'anthropocène: des agroécosystèmes aux espaces naturels protégés

Mickael Henry

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Mickael Henry. Écologie de l'approvisionnement des abeilles dans l'anthropocène: des agroécosystèmes aux espaces naturels protégés. Sciences de l'environnement. Avignon Université, 2022. tel-04479867v2

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# Écologie de l'approvisionnement des abeilles dans l'anthropocène : Des agroécosystèmes aux espaces naturels protégés

Habilitation à Diriger des Recherches
Spécialité : Sciences Agronomiques

Par :
Mickaël Henry

Soutenue publiquement le 27 septembre 2022, devant le jury composé de :

Mme. Claire LAVIGNE, Directrice de Recherche, INRAE, Avignon

M. Mathieu LIHOREAU, Chargé de Recherche, CNRS, Toulouse

Mme. Annie OUIN, Maître de Conférence, ENSAT Toulouse

Mme. Emmanuelle PORCHER, Professeure du MNHN, Paris

M. Jean-Marc DEVAUD, Professeur des Universités, Univ. Toulouse III

(Présidente du jury)

(Rapporteur)

(Rapporteure)

(Rapporteure)

(Examinateur)
Remerciements

Mes premiers remerciements sont adressés aux membres du jury qui ont accepté d'évaluer
ce mémoire d'habilitation à diriger des recherches : Claire Lavigne, Mathieu Lihoreau, Annie
Ouin, Emmanuelle Porcher et Jean-Marc Devaud. Il n'est pas toujours aisé d'intégrer dans
nos emplois du temps une immersion profonde dans les strates entremêlées d'une
trajectoire scientifique. Merci d'avoir accepté cette invitation sans hésitation.

En prenant mes fonctions de chargé de recherche à l'INRA, j'ai effectué une transition thématique de l'écologie des chiroptères vers l'écologie des abeilles. Des **vertébrés** aux **invertébrés** : deux lettres qui changent beaucoup de choses. D'abord, l'ivresse du chiffre, la démultiplication des tailles d'échantillons, l'apparition divine d'une puissance statistique insoupçonnée, le graal de l'écologue. Puis, le dur retour à la réalité : comment distinguer une espèce d'abeille d'une autre espèce d'abeille ? Mais une chose n'a pas changé, c'est ma curiosité naturelle pour l'écologie de l'approvisionnement, ou **foraging ecology** pour reprendre la terminologie anglo-saxonne que je trouve plus satisfaisante.

Mentors malgré eux, plusieurs collègues scientifiques et collaborateurs ont contribué à
m'introniser dans le monde des invertébrés, et en particulier de l'apidologie : Bernard
Vaissière, Axel Decourtye, Jean-François Odoux, Pierrick Aupinel, Guy Rodet et tous ceux que
j'oublie mais qui sont listés dans les publications que nous avons co-signées ensemble. Merci
également à Vincent Bretagnolle pour sa vision affûtée de l'agroécologie, et de façon plus
générale aux équipes de Chizé, de l'UE Apis du Magneraud, de l'UR Abeilles et
Environnement, de l'ITSAP et de l'ADAPI d'avoir forgé deux outils précieux : ECOBEE et
l'UMT PrADE, la faucille et le marteau de la protection des abeilles, ces « ouvrières agricoles
à protéger » – pour reprendre la métaphore de l'ouvrage éponyme édité sous la direction
d'Axel Decourtye, et qui dresse un état des lieux beaucoup plus complet des travaux de
notre consortium.

À nos anciens étudiants chizéens des premiers jours, Orianne Rollin et Fabrice Requier, qui m'ont maintenu la tête hors de l'océan administratif en continuant à publier et à faire vivre le fruit de nos collaborations scientifiques jusque pendant mon mandat de directeur d'unité : Bravo et Merci de n'avoir rien lâché !

Un grand merci à mes collègues de tous les jours qui ont œuvré trop souvent dans l'ombre,
et pourtant si indispensables à notre science : Marie-Josée Buffière, Nicolas Morison,
Laurent Guilbaud et tous les autres. Patience, je reviens bientôt dans la recherche ! Sans
oublier Corinne Chêne qui est derrière la gestion de chaque contrat, chaque convention,
chaque bon de commande...

Merci à Môman pour la relecture. Ce mémoire est dédié à mes modèles favoris : ma
compagne (SP), mes enfants (EH, AH, CH) et les modèles linéaires généralisés (GLM).

Avignon, le 26 avril 2022
Résumé

Durant les 50 dernières années, l'intensification agricole a profondément modifié la physionomie des paysages en Europe. Pour satisfaire les demandes croissantes des populations humaines, les systèmes de grandes cultures produisent aujourd'hui des cultures de céréales, maïs et autres oléagineux sur des surfaces de plus en plus étendues, au détriment de la diversité des variétés culturales locales et des habitats semi-naturels comme les prairies et réseaux bocagers. Comme beaucoup d'autres organismes, les abeilles domestiques et pollinisateurs sauvages sont affectés par ces changements environnementaux. Bien que les cultures à floraison massive, telles que le colza ou le tournesol, offrent des ressources florales très abondantes pour les abeilles, leur floraison reste peu diversifiée et limitée dans le temps. Les communautés d'abeilles doivent alors faire face à un risque nutritionnel de disette saisonnière. Par ailleurs, les pratiques conventionnelles de protection des cultures présentent des risques toxicologiques pour les insectes butineurs, qui sont imparfaitement maîtrisés à ce jour. Ce mémoire décrit comment les communautés d'abeilles sont structurées dans ce contexte d'intensification agricole, et quels défis nutritionnels et toxicologiques doivent être relevés par l'apiculture des agroécosystèmes. Un tour d'horizon des travaux de recherche récents entrepris en collaboration avec l'UMT PrADE et le dispositif ECOBEE sur l'écologie de l'approvisionnement des abeilles domestiques et sauvages dans l'Anthropocène.

**Mots clé:** Abeilles sauvages, *Apis mellifera*, Approvisionnement centralisé, Colza, Effets sublétaux des pesticides, Physiologie de la nutrition, Tournesol.

Summary

Over the past 50 years, agricultural intensification has profoundly changed the landscapes of Europe. To meet the growing demands of human populations, arable farming systems are now producing cereals, maize and other oilseeds over ever larger areas, to the detriment of local crop diversity and semi-natural habitats such as grasslands and hedgerows. Like many other organisms, honey bees and wild pollinators are affected by these environmental changes. Although mass-flowering crops such as oilseed rape and sunflower provide abundant floral resources for bees, their flowering remains undiversified and limited in time. The bee communities must then face a *nutritional risk* of seasonal food shortage. In addition, conventional crop protection practices present *toxicological risks* for foraging insects, which are imperfectly controlled to date. This thesis describes how bee communities are structured in this context of agricultural intensification, and which nutritional and toxicological challenges need to be addressed by beekeeping in agroecosystems. An overview of recent research work undertaken in collaboration with the UMT PrADE and the ECOBEE monitoring system on the foraging ecology of honey bees and wild bees in the Anthropocene.

**Keywords:** *Apis mellifera*, Central place forager, Oilseed rape, Pesticide sublethal effects, Physiological nutrition, Sunflower, Wild bees.
# Écologie de l'approvisionnement des abeilles dans l'anthropocène :
Des agroécosystèmes aux espaces naturels protégés

[Les références *soulignées* dans le texte de ce mémoire renvoient aux articles scientifiques que j'ai (co-)signés, en tant qu'auteur principal ou co-auteur.]

## 1. Introduction

### 1.1. Parcours académique et activités de recherche

Mon *curriculum vitae* détaillé est présenté en *Annexe* de ce mémoire. Les chapitres suivants proposent une restitution synthétique de mes activités de recherche récentes sur l'*écologie de l'approvisionnement des abeilles* dans les agroécosystèmes et espaces naturels protégés. Une sélection de cinq publications marquantes illustrant ce thème est proposée en *Annexe*.

Mon activité de publication s'étale de 2002 à 2022 et totalise 55 publications dans des revues indexées. Elle se décompose en trois principales périodes (Figure 1.1).

* **Jusqu'à 2009** : période pré-recrutement, entièrement dédiée à la thématique de l'écologie de l'approvisionnement des chiroptères.

* **2010 à 2017** : période post-recrutement comme chargé de recherche dans l'unité INRA UR 406 Abeilles et Environnement, correspondant à une transition thématique vers l'écologie de l'approvisionnement des abeilles.

* **A partir de 2018** : prise de fonction de directeur de l'unité INRA UR 406 Abeilles et Environnement, marquée par une réduction notable de la production scientifique générale, toutefois maintenue en partie grâce à des contributions plus conceptuelles sur l'écologie de l'approvisionnement des abeilles (articles de synthèse ou d'opinion).

### 1.2. Travaux de recherche antérieurs au recrutement

Mes travaux de recherche sur l'écologie de l'approvisionnement des chiroptères jalonnent l'ensemble de mon parcours académique pré-recrutement et totalisent 15 publications dans des revues indexées (Figure 1.1b). Cette thématique ne sera pas développée dans ce mémoire. Je souhaite néanmoins souligner quelques convergences conceptuelles qui ont accompagné ma transition thématique vers l'écologie des abeilles.

**Des communautés complexes** : Les chiroptères, comme les abeilles, constituent un groupe très diversifié et présentent des communautés complexes et riches en espèces. Les ordres de grandeur ne sont pas les mêmes entre insectes et vertébrés (environ 25 000 espèces d'abeilles répertoriées dans le monde contre 1 300 espèces de chiroptères), mais les communautés de chiroptères peuvent rassembler localement jusqu'à >70 espèces dans leurs hotspots de diversité – en Amérique centrale et dans le bassin amazonien (Delaval et al., 2005). J'ai donc eu recours aux mêmes types d'outils analytiques d'écologie des communautés pour identifier les patrons spatiaux de richesse et de diversité spécifique chez les chiroptères (Avila-Cabadilla et al., 2009; Delaval et al., 2005; Henry et al., 2010) et chez les abeilles (Fortel et al., 2014; Rollin et al., 2015).

**Une stratégie d'approvisionnement centralisé** : Les chiroptères, comme les abeilles, sont des *Central place foragers* – organismes à stratégie d'approvisionnement centralisée. La notion d'approvisionnement centralisé fait référence aux organismes inféodés à un site de
nidification, et dont le maintien dans le milieu est contraint par la nécessité d'obtenir des ressources dans l'environnement direct de ce site central. L'enjeux de l'approvisionnement centralisé est particulièrement prégnant pour les femelles chiroptères allaitantes, car la nécessité de retourner allaiter leur progéniture à un site central les force à réorganiser profondément leur budget temporel d'activité (Henry et al., 2002; Henry and Kalko, 2007). Mes recherches sur les contraintes spatiales pesant sur le comportement d'approvisionnement des chiroptères ont été très inspirantes pour la suite de mes recherches sur les abeilles. Elles m'ont notamment amené à concevoir des expérimentations innovantes de homing – ou vol de retour à la ruche – sur les butineuses exposées à des pesticides (Henry et al., 2014, 2012a).

**Des cas d'école pour la modélisation spatiale** : Les chiroptères, comme les abeilles, partagent des caractéristiques écologiques qui se prêtent à l'exercice de la modélisation spatiale. Leur stratégie d'approvisionnement centralisé les rend plus vulnérables aux perturbations d'origine anthropique telles que la fragmentation des habitat naturels et la raréfaction des ressources alimentaires qui en découle. Leur aptitude au vol leur permet d'adapter très rapidement leur distribution spatiale face à ces modifications environnementales. Les fluctuations spatiales des populations et communautés peuvent ainsi être modélisées avec peut-être plus de précision que pour d'autres organismes, entre autres pour prédire les zones de forte ou de faible occurrence d'individus à l'échelle du paysage. A titre d'exemple, j'ai pu transposer aux abeilles domestiques un algorithme de modélisation de la connectivité fonctionnelle du paysage (Henry et al., 2012c) initialement développé pour des chiroptères (Henry et al., 2007).

**Un rôle clé dans le fonctionnement des écosystèmes** : Les chiroptères, comme les abeilles, sont impliqués dans des processus clé du fonctionnement des écosystèmes. A l'instar des abeilles qui contribuent à la fonction de pollinisation de la flore sauvage et des cultures entomophiles, les chiroptères insectivores contribuent au contrôle des insectes nuisibles en agriculture. Sous les latitudes tropicales, les chiroptères nectarivores et frugivores sont aussi des éléments clé de la régénération des communautés végétales de par leurs rôles de pollinisation d'un cortège de plantes chiroptérophiles et de dispersion des graines de plantes pionnières (Henry and Jouard, 2007; Henry and Stoner, 2011).

## 1.3. Écologie de l'approvisionnement des abeilles : objectif général

Mes activités de recherche visent à établir des bases théoriques et empiriques de l'écologie de l'approvisionnement chez les abeilles, afin de proposer aux agronomes, apiculteurs et biologistes de la conservation des solutions opérationnelles pour la protection des abeilles dans les agroécosystèmes et espaces naturels protégés.

Les abeilles sont ici à prendre au sens large, donc incluant non seulement l'abeille domestique *Apis mellifera*, mais également l'ensemble des espèces sauvages (« Apiformes » ou Anthophila), soit près d'un millier d'espèces en France. L'écologie de l'approvisionnement (foraging ecology) est une thématique fédératrice de l'écologie, à la base des grands enjeux actuels de l'apidologie dans les agrosystèmes intensifs. Parmi ces enjeux majeurs figurent (i) l'adaptation de systèmes de cultures et de mesures agro-environnementales (MAE) favorables aux abeilles, (ii) l'évaluation des risques d'exposition des abeilles aux produits phytosanitaires lors de leur activité de butinage sur les cultures fleuries, (iii) l'évaluation et la modélisation du service de pollinisation assuré par les abeilles. Je développe ces trois thématiques au moyen
d'inventaires et suivis de population sur le terrain, incluant des approches expérimentales et
des approches de modélisation spatiale, et en collaboration étroite avec divers partenaires
scientifiques et techniques locaux, nationaux et internationaux.

1.4. Environnement de travail et partenariats

J'œuvre dans l'unité Abeilles et Environnement, qui a la particularité d'être entièrement dédiée à un groupe biologique en particulier, celui des abeilles au sens large. L'axe de recherche majeur mis en avant par l'unité sur la période qui a suivi mon recrutement était l'étude « des causes du déclin des populations d'abeilles, et des conséquences pour la pollinisation ». Sous mon mandat, le projet d'unité a été rebaptisé « Résilience des abeilles dans l'anthropocène », afin d'inclure une dimension plus appliquée de recherche de solutions opérationnelles en faveur de la protection des abeilles domestiques et de la conservation des abeilles sauvages. Ce programme de recherche repose sur des compétences pluridisciplinaires en écologie, toxicologie, physiologie et biologie du comportement, à des échelles d'étude allant du gène au paysage.

Les travaux présentés dans ce mémoire ont été réalisés en collaboration étroite avec l'UE
Entomologie de l'INRA du Magneraud et le CNRS CEBC qui gère la Zone Atelier de Plaine &
Val de Sèvre (ZAPVS). Ils ont porté entre autres sur l'abeille domestique grâce au dispositif
ECOBEE de suivi de colonies en conditions réelles d'apiculture (Odoux et al., 2014), et destiné
à produire des données de masse pour l'étude de l'écologie des abeilles domestiques dans un
agroécosystème de grandes cultures.

La plupart des programmes de recherche présentés ci-après entrent dans le cadre partenarial de l'UMT PrADE : Unité Mixte Technologique Protection des Abeilles dans l'Environnement – entité géographique associant une unité d'un EPST (INRAE UR 406 Abeilles et Environnement) et des instituts techniques de recherche et développement (historiquement l'ITSAP-Institut de l'Abeille et l'ACTA-Association de coordination technique agricole et l'ADAPI-Association de développement de l'apiculture provençale).

Les collègues ingénieurs des instituts techniques de l'UMT PrADE établissent un lien entre la recherche et les filières professionnelles. Ils font remonter les interrogations, suggestions, voire les alertes, émanant des filières apicoles. Celles-ci sont ensuite formalisées en questions de recherche et développement, en concertation avec les autres chercheurs de l'unité Abeilles et Environnement. L'UMT PrADE facilite aussi la mise en place d'expérimentations avec des apiculteurs et agriculteurs volontaires, ainsi que la diffusion des résultats sous forme vulgarisée vers les acteurs de terrain via des colloques nationaux et des publications techniques (voir CV en Annexe).

A ce partenariat de base, structurant pour mes recherches, se sont ajoutées

* des collaborations nationales avec divers scientifiques du Groupe de Recherche **GDR Pollineco**, dédié à l'écologie des pollinisateurs et de la pollinisation,

* des collaborations internationales avec des collègues apidologues et modélisateurs (Univ. Exeter, UK ; UFZ Leipzig, Allemagne) pour l'utilisation de ruches virtuelles, modèles complexes de ruches pour la conception ex-ante de solutions opérationnelles, et des collègues écologues des abeilles sauvages (Univ. Mons, Belgique ; Univ. Aarhus, Danemark ; Univ. Munich, Allemagne).
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Figure 1.1. Chronologie des activités de publication dans des revues indexées, selon (A) la position d'auteur et (B) le sujet de l'étude. Au total, 55 contributions ont été publiées dans des revues indexées de catégorie A. Trois phases sont à distinguer : (i) la période pré-recrutement est entièrement dédiée à la publication de travaux portant sur l'écologie des chauves-souris, essentiellement en position d'auteur principal (premier ou dernier), (ii) la période post-recrutement voit apparaître une transition thématique rapide vers l'écologie des abeilles, accompagnée de l'émergence progressive d'un corpus de publications en co-auteur dénotant l'élargissement du réseau de collaboration et de co-encadrement doctoral, (iii) la période de prise de fonction à la direction d'unité marque un ralentissement de l'activité de publication, néanmoins toujours active grâce à des participations à des synthèses, revues et autres contributions conceptuelles. Depuis mon recrutement dans l'unité INRAE Abeilles et environnement, j'ai maintenu une routine d'au moins deux publications annuelles (en moyenne 3,8/an), avec une proportion équilibrée d'articles en auteur principal (n = 29 en premier ou dernier auteur vs. 26 en position de co-auteur intermédiaire). La majeure partie de mes publications liées à l'écologie de l'approvisionnement des abeilles (24 publications sur 40) sont directement ou indirectement issues de (co)-encadrements de stagiaires, doctorants ou post-doctorants.
## 2. Appréhender la recherche scientifique relative au déclin des abeilles et des insectes pollinisateurs

Ce chapitre présente un état des lieux rétrospectif et prospectif de la recherche sur le déclin des abeilles et des pollinisateurs. Il est basé sur la synthèse de trois articles conceptuels et d'opinion (Decourtye et al., 2019; Deguines et al., 2014; Schatz et al., 2021).

> Avec l'objectivation de l'affaiblissement des colonies d'abeilles domestiques et du déclin des abeilles sauvages, l'apidologie s'est développée deux fois plus rapidement que les autres sciences. Dans ce contexte des changements globaux, l'intensification agricole ne garantit pas la stabilité des rendements des cultures entomophiles.

Decourtye, A., Alaux, C., Le Conte, Y., Henry, M., 2019. Toward the protection of bees and pollination under global change: present and future perspectives in a challenging applied science. Curr. Opin. Insect Sc. 35, 123-131. https://doi.org/10.1016/j.cois.2019.07.008

Schatz, B., Drossart, M., Henry, M., Geslin, B., Allier, F., Savajol, C., Gérard, M., Michez, D., 2021. Pollinator conservation in the context of global changes with a focus on France and Belgium. Acta Oecol. 112, 103765. https://doi.org/10.1016/j.actao.2021.103765

Deguines, N., Jono, C., Baude, M., Henry, M., Julliard, R., Fontaine, C., 2014. Large-scale trade-off between agricultural intensification and crop pollination services. Front. Ecol. Environ. 12, 212-217. https://dx.doi.org/10.1890/130054

### 2.1. Introduction : les abeilles dans l'anthropocène

La notion de déclin des abeilles a d'abord été exprimée à travers les inquiétudes des filières apicoles de divers pays faisant état de perte anormales dans leurs cheptels. Dans les années 1990, les apiculteurs français ont fait partie des premiers à alerter l'opinion publique et les scientifiques sur des phénomènes de disparition de butineuses et d'affaiblissement des colonies. Leur expérience de terrain les amenait à faire un lien avec l'avènement des néonicotinoïdes, cette nouvelle famille d'insecticides systémiques qui faisait son apparition en agriculture. Mais d'autres facteurs d'affaiblissement bien connus pouvaient entrer en jeu, au premier rang desquels l'acarien parasite *Varroa destructor* arrivé en France au début des années 1980 (Le Conte et al., 2010), mais aussi la dégradation générale de la qualité de l'environnement et la raréfaction des milieux semi-naturels et des ressources florales dans les agrosystèmes (Potts et al., 2010; Vanbergen and the Insect Pollinators Initiative, 2013). Ce phénomène s'est illustré de façon plus spectaculaire aux États-Unis par le syndrome d'effondrement des colonies (Oldroyd, 2007) ou CCD pour Colony Collapse Disorder. Le CCD désigne la perte soudaine et rapide des ouvrières d'abeilles domestiques, laissant derrière elles la reine et une population très réduite d'abeilles jeunes et adultes, malgré des quantités normales de réserves de miel.

Le terme de déclin semble aujourd'hui quelque peu galvaudé quand il s'agit des abeilles domestiques. Le CCD sensu stricto a surtout été observé en Amérique du nord, et son utilisation semble tombée en désuétude dans la littérature scientifique récente. On fait désormais davantage référence à une notion d'affaiblissement, de surmortalité ou de perte anormale de colonies dans les cheptels apicoles (EPILOBEE Consortium et al., 2016; Neumann and Carreck, 2010). Le terme de déclin des abeilles lui-même ne correspond plus à une réalité sensu stricto, puisque les apiculteurs anticipent les pertes annuelles de colonies en préparant d'avantage d'essais en amont de chaque saison. Au niveau mondial, le nombre de colonies
serait même plutôt en augmentation, avec l'essor de nouveaux marchés tels que la Chine. Néanmoins, les pertes et affaiblissements de colonies exercent une pression économique majeure et indéniable pour les professionnels de l'apiculture. Jusque dans les années 1980 ou 90, le taux annuel de pertes de colonies s'élevait à environ 10%. Aujourd'hui, ce taux peut dépasser 30% à 40% selon le pays ou l'année considérée (EPILOBEE Consortium et al., 2016; Neumann and Carreck, 2010) et devient difficilement tenable pour les exploitations.

Le déclin des abeilles sauvages et autres pollinisateurs est quant à lui plus insidieux dans le sens où il a été plus difficile à objectiver scientifiquement. Les évidences quantitatives de son existence sont plus éparses et sont surtout établies pour les pays d'Europe ou d'Amérique du nord grâce à des synthèses de données à long terme montrant une altération de la diversité des espèces (Biesmeijer et al., 2006), de leur abondance (Koh et al., 2016) ou de leur distribution (Kerr et al., 2015) en relation avec le réchauffement climatique, l'intensification des pratiques agricoles et la disparition des habitats naturels et des ressources florales.

Le déclin des abeilles sauvages peut être vu comme l'une des composantes d'un phénomène plus large de déclin les populations d'insectes en général. L'étude très médiatisée de Hallmann et al. (2017) a rapporté un déclin de 76% de la biomasse d'insectes sur une étude à long terme de 27 ans en Allemagne. Bien qu'il faille tenir compte de sérieuses critiques formulées à l'encontre des mesures de la biomasse d'insectes piégés comme marqueur de la diversité (Didham et al., 2020; Vereecken et al., 2021), d'autres études abondent dans le même sens d'une réduction drastique des populations et des espèces d'arthropodes à l'échelle mondiale (Dirzo et al., 2014; Sánchez-Bayo and Wyckhuys, 2019; Zattara and Aizen, 2021).

En se référant à l'année 1980 comme période charnière au cours du dernier siècle, Biesmeijer et al. (2006) avaient établi un déclin des abeilles sauvages se traduisant par une diminution significative de la richesse spécifique dans 52 à 67% des localités ayant fait l'objet d'études à long terme en Grande-Bretagne et aux Pays-Bas. Dans le même temps, seules 4 à 10% des localités étudiées ont vu leur richesse augmenter. **Les disparitions locales concerneraient plus fréquemment les espèces spécialisées en termes d'habitat ou de ressources alimentaires (espèces oligolectiques)**. Depuis cette étude pionnière, diverses équipes de recherche ont mis en lumière ces mêmes tendances par le biais d'inventaires de terrain et de l'établissement de listes rouges en Amérique du Nord et dans les régions du nord-ouest de l'Europe (par exemple Goulson et al., 2008; IPBES, 2016; Jauker et al., 2019; Kennedy et al., 2013; Potts et al., 2010; Powney et al., 2019; Vanbergen and the Insect Pollinators Initiative, 2013; Winfree, 2010). Le déclin des pollinisateurs est globalement dû à de fortes pressions anthropiques, notamment les changements d'affectation des terres (recul des habitats naturels, homogénéisation et simplification des paysages), l'intensification des pratiques agricoles et l'utilisation accrue de pesticides, ainsi que diverses autres composantes des changements globaux telles que les évolutions et instabilités climatiques et les invasions biologiques. Les études mettant en évidence l'impact négatif de l'urbanisation sont devenues plus fréquentes ces dernières années, alertant notamment sur l'effet de l'imperméabilisation des sols (par exemple Bates et al., 2011; Fortel et al., 2014; Geslin et al., 2016, 2013) ou encore des lumières artificielles sur les pollinisateurs nocturnes (Knop et al., 2017).

A titre d'exemple, Powney et al. (2019) ont constaté un déclin de 33% des espèces de syrphes et d'abeilles en Grande-Bretagne entre 1980 et 2013, principalement parmi les espèces rares, contre seulement 10% d'espèces en expansion. Dans une évaluation du déclin des bourdons à travers 11 pays d'Europe centrale et occidentale, Kosior et al. (2007) décrivent des extinctions locales de 13 espèces dans au moins un pays européen entre 1950 et 2000. Les
archives des musées constituent une ressource précieuse qui peut être mobilisée pour
documenter les tendances des espèces sur le long terme. Bartomeus et al. (2013) ont utilisé
une grande base de données de plus de 30 000 enregistrements de spécimens et ont constaté
un déclin des individus du genre *Bombus* dans les collections sur une période de 140 ans aux
Etats-Unis – la richesse spécifique ayant diminué de 30 %). D'autres études réalisées en
Amérique du Nord à partir de données de musées et d'enquêtes de terrain ont révélé des
tendances similaires (Cameron et al., 2011).

## 2.2. L'apidologie, une science à part qui a grandi près de deux fois plus vite que les autres sciences

Les patterns observés de déclin des insectes pollinisateurs et de surmortalité des abeilles domestiques sont perçus comme un phénomène multifactoriel, avec la conjonction d'un ensemble de menaces difficiles à démêler les unes des autres car agissant en synergie (Goulson et al., 2015; Potts et al., 2010).

Afin d'évaluer le poids relatif de ces différentes menaces, et de mettre en évidence
l'émergence de nouveaux sujets de recherche dans le contexte des changements globaux,
nous avons réalisé une étude bibliométrique de l'évolution de la littérature scientifique dédiée
aux abeilles au cours des 30 dernières années (1987-2016 inclus). Cette étude (Decourtye et
al., 2019) a permis (i) d'illustrer et quantifier le développement rapide de la littérature
scientifique mondiale de l'apidologie, et (ii) de souligner l'essor des thématiques liées à la
toxicologie ainsi qu'à la dégradation des habitats et des ressources florales.

Au cours de cette période, la littérature scientifique consacrée à la recherche apicole s'est développée presque deux fois plus vite que la littérature scientifique mondiale (tous domaines scientifiques confondus) référencée sur le portail Web of Science (respectivement 5,9 % contre 3,1 % d'augmentation annuelle moyenne du nombre de publications référencées, Figure 2.1a). Dans les 10 dernières années, avec jusqu'à >2.000 publications indexées par an, la recherche sur les abeilles représente plus de 1‰ de la production scientifique globale référencée, toutes disciplines confondues. Depuis 1987, la littérature consacrée à la recherche en apidologie a totalisé environ 31.989 publications référencées, dont 3.780 (11,8%) étudiaient explicitement des menaces biologiques et environnementales impliquées dans le déclin des abeilles (Figure 2.1b). Ce corpus de littérature dédié aux menaces pesant sur les abeilles a lui-même évolué de façon hétérogène, suivant les catégories de menaces (Figure 2.2).

Pour la première fois, les efforts de recherche sur les abeilles consacrés à l'étude des menaces liées aux changements globaux (changements climatiques, changements dans l'utilisation des terres et les pratiques agricoles, invasions biologiques) ont dépassé les recherches établies de longue date sur les bioagresseurs (acarien *Varroa*, microspores *Nosema*, virus et une variété d'autres pathogènes et prédateurs) (Figure 2.2a). Cette tendance globale découle d'une diversification des thèmes liés aux menaces au cours des dernières décennies (Figure 2.2b). À première vue, il semble que la recherche sur l'acarien *Varroa*, qui était de loin la menace la plus étudiée au début des années 1990, continue à se développer dans l'absolu (en moyenne 28 publications par an au début des années 90, contre 55 ces dernières années), mais celle-ci a fortement régressé en proportion des sujets liés aux changements globaux.
Au contraire, la recherche sur la réduction des ressources florales et des habitats naturels est l'un des sujets en pleine expansion. Alors qu'elle était marginale il y a 30 ans, elle représente aujourd'hui plus de 15 % des efforts de recherche sur les menaces pesant sur les abeilles dans le monde. Cette tendance est en partie expliquée par l'augmentation de la littérature sur les abeilles sauvages. **Les abeilles sauvages représentent le principal centre d'intérêt des études portant sur la réduction des ressources florales et des habitats naturels, les mots-clés relatifs aux abeilles sauvages étant trouvés dans 2,8 fois plus de ces publications que les mots-clés relatifs aux abeilles domestiques. En comparaison, le rapport est de 4,5 en faveur de l'abeille domestique pour les sujets relatifs aux pesticides, très probablement en raison des enjeux économiques de l'apiculture et de la maîtrise de leur élevage qui facilitent son utilisation comme espèce modèle en laboratoire.**

La recherche sur les pesticides en tant que menace pour les abeilles s'est également développée de manière substantielle, notamment dans ses dimensions appliquées (méthodologie de l'évaluation des risques, biosurveillance, analyses chimiques, etc.) (Figure 2.2b). Au total, les thèmes liés aux pesticides représentent désormais 27,7 % du corpus de la recherche sur les menaces. Sans surprise, les insecticides, et notamment les néonicotinoïdes, sont les substances les plus étudiées dans ce contexte (57,8 % des occurrences de mots-clés au cours des dernières années, 2013-16), tandis que les fongicides (5,1 %) et les herbicides (1,0 %) sont rarement étudiés en tant que menaces pour les abeilles. La recherche sur les acaricides en tant que traitements contre *Varroa* (6,4 %) devient plus populaire, probablement en raison de la poursuite de la propagation de *Varroa* dans le monde, mais aussi de la prise de conscience des effets secondaires possibles sur les populations d'abeilles (Le Conte et al., 2010). Outre les grandes catégories de pesticides, une gamme diversifiée de substances polluantes est désormais étudiée, dont les mots-clés se retrouvent dans 29,7% des études de ces dernières années.

**Enfin, deux sources de menace pour les abeilles émergent actuellement : les changements climatiques et les invasions biologiques.** En tant que menace pour les abeilles, le changement climatique reste étonnamment peu étudié à ce jour (3,2% de la littérature sur les menaces des abeilles). Mais ce sujet pourrait devenir une préoccupation majeure dans les années à venir, d'autant plus que les études écologiques à long terme font état d'importantes modifications de l'aire de répartition des abeilles sauvages en réponse au réchauffement climatique (Kerr et al., 2015). De même, les invasions biologiques d'abeilles et de plantes exotiques sont susceptibles d'altérer la stabilité des réseaux d'interactions plantes-pollinisateurs indigènes. Les plantes invasives peuvent diminuer localement l'abondance des espèces végétales indigènes et des communautés de pollinisateurs associées. Certaines espèces d'abeilles invasives, y compris celles introduites par l'homme à des fins agricoles et qui ont fini par se naturaliser (par exemple *Bombus terrestris*), sont également préoccupantes en raison de la concurrence qu'elles peuvent exercer pour la nidification et les ressources florales, ainsi que de la propagation d'agents pathogènes (Geslin et al., 2017). Entrent également dans cette catégorie une série récente d'études mesurant la concurrence entre les abeilles domestiques et les pollinisateurs sauvages dans les zones naturelles protégées (Mallinger et al., 2017; Wojcik et al., 2018), de nature à générer des inquiétudes chez les biologistes de la conservation (Geldmann and González-Varo, 2018). Ce thème est abordé dans le Chapitre 6.
<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 2.1. Analyse bibliométrique illustrant l'essor de la recherche scientifique dédiée aux abeilles au sens large, au cours des trente dernières années. (A) Le nombre annuel de publications scientifiques relatives aux abeilles est comparé à la production scientifique globale indexées dans le Web of Science (WoS), toutes disciplines confondues. Au cours des années 2000, l'effort de recherche dédié aux abeilles s'est intensifié, aboutissant à un taux de croissance interannuel près de deux fois supérieur au taux moyen observé dans l'ensemble des disciplines. (B) Au sein du corpus de littérature dédié aux abeilles, deux sous-ensembles ont été distingués : le sous-corpus de l'étude des menaces liées aux bioagresseurs (acarien Varroa, microspores Nosema, virus et autres pathogènes et prédateurs) et celui des menaces liées aux changements globaux (changements climatiques, changements dans l'utilisation des terres et les pratiques agricoles, invasions biologiques). Les corpus de littérature ont été constitués par le moyen d'une routine de requêtes itératives par mots-clés dans le WoS. Dans un premier temps, une série de mots clés relatifs aux abeilles et à l'apiculture ont été produits à dire d'expert. Un échantillonnage des références obtenues (titres, mots-clés et résumés) a été inspecté afin de déterminer d'éventuelles confusions de sujets en raison de mots-clés à double-sens, ou afin d'ajouter de nouveaux mots-clés pertinents qui auraient été omis. Les requêtes ont ainsi été affinées jusqu'à stabilisation d'un corpus global de littérature dédié aux abeilles et estimé à 31.989 publications. Dans un second temps, ce corpus global a été subdivisé en sous-corpus liés aux menaces affectant les abeilles, en utilisant de la même façon une approche de formulation de requête itérative jusqu'à obtenir des sous-corpus de littérature stabilisés. Lorsque c'était possible, les références obtenues dans les sous-corpus ont été inspectées de façon exhaustive pour confirmer la pertinence des requêtes finales. Tiré de Decourtye et al. (2019).</figcaption></figure>
<figure><img src="image_5.png" /></figure>

<figure><img src="image_6.png" /></figure>

Figure 2.2. Évolution relative des sous-corpus de la littérature scientifique liée aux menaces pesant sur les abeilles ces 30 dernières années : l'étude des bioagresseurs (acarien Varroa, microspores Nosema, virus et autres pathogènes et prédateurs) et l'étude des changements globaux (changements climatiques, changements dans l'utilisation des terres et les pratiques agricoles, invasions biologiques) (n=3639 articles scientifiques indexés). (A) la projection des tendances montre que les menaces liées aux changements globaux deviennent aujourd'hui majoritaires par rapport aux menaces liées aux bioagresseurs. (B) Détail des grandes catégories de menaces mobilisant les scientifiques dans les deux sous-corpus de littérature. Tiré de Decroutye et al. (2019).
## 2.3. Le déclin des insectes pollinisateurs affecte la stabilité des rendements agricoles

Depuis la prise de conscience d'un déclin de la diversité et de l'abondance des insectes pollinisateurs, un débat s'est engagé sur les risques diminution du rendement des cultures dépendantes des pollinisateurs, ce qui définirait un état de "crise de la pollinisation" (Ghazoul, 2005; Steffan-Dewenter et al., 2005). Bien que certaines méta-analyses réalisées sur les grandes tendances des rendements à l'échelle mondiale ne révèlent pas de chutes notables de la productivité globale des cultures entomophiles (Aizen et al., 2008; Ghazoul and Koh, 2010), des déficits de pollinisation peuvent être constatés pour certaines cultures à l'échelle régionale ou locale (Aizen et al., 2009). Il apparaît que le service de pollinisation décroit avec l'éloignement des habitats naturels, qui jouent un rôle de sources de pollinisateurs, résultant en une diminution des rendements et de leur stabilité dans le temps (Garibaldi et al., 2011). Ces observations posent la question d'un possible compromis entre intensification de l'agriculture et préservation du service de pollinisation des cultures entomophiles. Nous avons exploré cette hypothèse à l'échelle nationale en analysant un jeu de données portant sur les 54 principales cultures produites en France au cours des deux dernières décennies (Deguines et al., 2014).

Si d'un côté, l'intensification agricole permet d'augmenter les rendements, mais que d'un autre côté, elle est préjudiciable pour les espèces qui participent au service de pollinisation, alors on devrait s'attendre à ce que l'augmentation du rendement avec l'intensification agricole soit mitigée pour les cultures dépendantes des pollinisateurs. En termes statistiques, cela se traduirait par une interaction négative entre l'effet de l'intensification agricole et l'effet de la dépendance des cultures aux pollinisateurs pour leurs rendements – le rendement étant exprimé en rendement absolu, mais aussi en stabilité temporelle du rendement.

Cette question a été abordée en utilisant des bases de données nationales publiques : d'une part les rendements par région de France pour 54 cultures entre 1989 et 2010 pour notre variable dépendante (Service de la Statistique et de la Prospective du Ministère de l'Agriculture et de l'Agroalimentaire), d'autre part le niveau d'intensification agricole par région pour notre variable explicative (High Nature Value indicator, combinant des données régionales de diversité des cultures, de pratiques phytosanitaires et de diversité paysagère). Les données brutes de rendements annuels, par région et par culture, ont été corrigées pour retirer et contrôler leur tendance de fond à augmenter à travers les années. Elles ont été ensuite standardisées en unités d'écart type pour permettre une comparaison entre cultures.

Nous avons par ailleurs collecté des données de dépendance des cultures aux pollinisateurs provenant de synthèses de littérature scientifique (Klein et al., 2007). La dépendance des cultures est la perte proportionnelle de rendements en l'absence des pollinisateurs. Nous avons considéré un gradient de dépendance des cultures en cinq classes, allant de 0 % (par exemple pour des céréales) jusqu'à 95 % (par exemple pour les cucurbitacées).

Conformément aux hypothèses de travail, l'intensification agricole pour les cultures peu dépendantes des pollinisateurs permet une augmentation des rendements (Figures 2.3a,b,c), mais cette augmentation des rendements est mitigée et même annulée avec l'intensification agricole dans le cas des cultures dépendantes des pollinisateurs (Figures 2.3d,e). Pour la variabilité des rendements (mesurée en coefficient de variation), les patterns sont réciproques : l'intensification agricole diminue la variabilité des rendements des cultures à faible dépendance, mais pas de celles à forte dépendance des pollinisateurs (Figures 2.3f à j). Cette analyse révèle donc un paradoxe : à l'échelle régionale, l'intensification agricole ne
garantirait pas une meilleure productivité et stabilité des rendements pour les cultures entomophiles, comme c'est observé pour les cultures non-dépendantes des pollinisateurs.

Ces résultats indiquent que les avantages de l'intensification de l'agriculture peuvent être contrebalancés par la réduction des services de pollinisation. C'est une situation de compromis, ou trade-off, entre intensification agricole et préservation des services écosystémiques de pollinisation entomophile. C'est à notre connaissance l'une des premières études qui montre que les pertes du service de pollinisation à l'échelle locale peuvent effectivement se répercuter à des échelles spatiales supérieures, notamment l'échelle nationale qui est une échelle pertinente pour les prises de décision politiques.

## 2.4. Conclusions : l'écologie de l'approvisionnement est à la croisée des chemins

Dans le contexte actuel d'affaiblissement et de déclin des populations d'abeilles, l'écologie de l'approvisionnement est à la croisée des chemins. L'effort de recherche global en apidologie témoigne d'un intérêt émergeant pour l'étude de l'altération des habitats naturels et des ressources florales comme menaces majeures pour les abeilles et autres insectes floricoles. Les espèces d'abeilles sauvages aux exigences alimentaires spécialisées (oligolectiques) seraient plus sensibles aux risques de disparitions locales.

Par ailleurs, les risques toxicologiques liés aux pesticides agricoles, également de plus en plus étudiés en apidologie, sont étroitement dépendants de l'activité d'approvisionnement des abeilles. Celles-ci peuvent être exposées au cours de leur butinage soit par contact avec les cultures traitées par épandage, soit par ingestion de pollen ou nectar contaminé par des résidus de traitements systémiques (enrobage des graines avec des substances se diffusant dans toute la plante au fur et à mesure de sa croissance).

L'écologie de l'approvisionnement des abeilles est aussi au centre des préoccupations à travers la question des services écosystémiques de pollinisation des cultures entomophiles. Les rendements agricoles de ces cultures dépendent d'une accumulation de paramètres liés aux comportements de quête alimentaire des abeilles, sauvages comme domestiques : ressources florales privilégiées, déplacements entre compartiments naturels et cultivés, résilience face à l'intensification agricole et aux risques toxicologiques...

Finalement, c'est encore l'écologie de l'approvisionnement qui est en jeu dans la conception des mesures agro-écologiques (MAE) visant à promouvoir les abeilles et la durabilité des systèmes apicoles, ou encore dans la protection de la fonction de pollinisation, bénéfique aux cultures et à la flore sauvage.

Les chapitres suivants proposeront une mise en perspective de nos activités de recherche sur l'écologie de l'approvisionnement des abeilles domestiques et sauvages dans les systèmes de grandes cultures. Un portrait général de l'utilisation des ressources florales cultivées et spontanées par les abeilles sera d'abord présenté (Chapitre 3). Une synthèse de nos travaux sur les conséquences de la contamination des ressources florales par les pesticides agricoles sera ensuite proposée (Chapitre 4). Ces deux dimensions de l'écologie de l'approvisionnement – utilisation et contamination des ressources forales – seront intégrées à travers une approche de modélisation de la résilience des colonies d'abeilles domestiques (Chapitre 5). Enfin, des perspectives de recherche seront discutées sur la concurrence alimentaire entre abeilles sauvages et domestiques dans ce nouveau contexte de l'anthropocène (Chapitre 6).
<figure><img src="image_7.png" /></figure>

Figure 2.3. Évolution des rendements régionaux moyens annuels (à gauche) et de leur variabilité (à droite) en fonction de l'intensification agricole, pour des cultures peu dépendantes des pollinisateurs (0%) à fortement dépendantes (95%). L'interaction statistique entre intensification agricole et dépendance aux pollinisateurs est très significative – aussi bien pour les rendements et que pour leur variabilité – indiquant une situation de compromis entre intensification agricole et préservation des services écosystémiques de pollinisation entomophile (Deguines et al., 2014).
## 3. Ecologie de l'approvisionnement des abeilles domestiques et sauvages en système de grandes cultures

Ce chapitre présente une revue des travaux de recherche entrepris en collaboration avec l'UMT PrADE et le dispositif ECOBEE, ayant pour objectifs de documenter l'écologie de l'approvisionnement des abeilles et de caractériser leurs interactions avec les surfaces cultivées et naturelles dans un système de grandes cultures.

**Caractérisation des principales ressources florales des abeilles domestiques en système de grandes cultures : les périodes de disette alimentaire et leurs effets sur la dynamique des colonies.**

Odoux, J.-F., Aupinel, P., Gateff, S., Requier, F., **Henry, M.**, Bretagnolle, V., 2014. ECOBEE: a tool for long-term bee colony monitoring at landscape scale in West European intensive agrosystems. J. Api. Res. 53, 57-66.
https://doi.org/10.3896/IBRA.1.53.1.05

Requier, F., Odoux, J.-F., Tamic, T., Moreau, N., **Henry, M.**, Decourtye, A., Bretagnolle, V., 2015. Honey bee diet in intensive farmland habitats reveals an unexpectedly high flower richness and a major role of weeds. Ecol. Appl. 25, 881-890.
https://doi.org/10.1890/14-1011.1

Requier, F., Odoux, J.-F., **Henry, M.**, Bretagnolle, V., 2017. The carry-over effects of pollen shortage decrease the survival of honeybee colonies in farmlands. J. Appl. Ecol. 54, 1161-1170.
https://doi.org/10.1111/1365-2664.12836

**Caractérisation des patrons de diversité des communautés d'abeilles sauvages en système de grandes cultures et de leur interactions avec les ressources florales cultivées et spontanées.**

Rollin, O., Bretagnolle, V., Decourtye, A., Michel, N., Vaissière, B.E., **Henry, M.**, 2013. Differences of floral resource use between honey bees and wild bees in an intensive farming system. Agric. Ecosyst. Environ. 179, 78-86.
https://doi.org/10.1016/j.agee.2013.07.007

Rollin, O., Bretagnolle, V., Fortel, L., Guilbaud, L., **Henry, M.**, 2015. Habitat, spatial and temporal drivers of diversity patterns in a wild bee assemblage. Biodivers Conserv 1-20.
https://doi.org/10.1007/s10531-014-0852-x

Rollin, O., Pérez-Méndez, N., Bretagnolle, V., **Henry, M.**, 2019. Preserving habitat quality at local and landscape scales increases wild bee diversity in intensive farming systems. Agric. Ecosyst. Environ. 275, 73-80.
https://doi.org/10.1016/j.agee.2019.01.012

**Emergence d'une approche éco-physiologique pour relier l'écologie de l'approvisionnement et la dynamique des populations d'abeilles.**

Alaux, C., Allier, F., Decourtye, A., Odoux, J.-F., Tamic, T., Chabirand, M., Delestra, E., Decugis, F., Conte, Y.L., **Henry, M.**, 2017. A 'Landscape physiology' approach for assessing bee health highlights the benefits of floral landscape enrichment and semi-natural habitats. Sci. Rep. 7, 40568.
https://doi.org/10.1038/srep40568
## 3.1. Introduction : l'hétérogénéité spatiale et temporelle des ressources florales en système de grandes cultures.

Les systèmes agricoles ont subi des évolutions profondes en France depuis la mise en place de la politique agricole commune, il y a 50 ans. Les grands bassins de production ont suivi une logique d'intensification agricole, se traduisant par le développement de la mécanisation, l'élargissement des parcelles et des exploitations, l'uniformisation des systèmes de cultures et l'utilisation accrue d'intrants chimiques (fertilisants, herbicides, fongicides, insecticides, etc.). Dans les territoires de grandes cultures (rotations annuelles alternant céréales, oléagineux, maïs et autres fourrages), les réseaux bocagers qui maillaient autrefois les paysages ont reculé au profit de grandes étendues implantées de quelques cultures seulement. Les habitats dits semi-naturels se réduisent aujourd'hui aux espaces interstitiels étroits entre les parcelles (haies, bords de champs et de chemins), jachères, prairies permanentes et espaces boisés qui ne totalisent qu'une faible proportion de la surface agricole utile. Le recul et la fragmentation des habitats semi-naturels sont considérés comme l'une des principales causes de l'érosion de la biodiversité dans ces agrosystèmes.

Comme les autres invertébrés, le groupe des Apiformes est affecté par l'intensification agricole. Les Apiformes, c'est-à-dire les abeilles au sens large, comprennent non seulement l'abeille domestique *Apis mellifera*, mais également l'ensemble des abeilles sauvages, soit un millier d'espèces en France métropolitaine et près de 25 000 dans le monde (Michener, 2007). Le déclin des abeilles sauvages observé depuis les années 1980 est étroitement associé au déclin des plantes à fleurs dans les agrosystèmes et autres habitats sous influence anthropique (Biesmeijer et al., 2006). Parallèlement, l'activité d'apiculture a subi de profondes mutations. Les pratiques traditionnelles ont fait place à des pratiques plus intensives, notamment pour compenser la mortalité accrue des colonies et la diminution des rendements de miel. La durabilité des exploitations apicoles dans les systèmes de grandes cultures est maintenant fragilisée. Les apiculteurs ont recours à des transhumances saisonnières et à du nourrissement artificiel au sucre pour aider les colonies à traverser les périodes de pénuries de ressources florales (Odoux et al., 2014).

Dans ce contexte de la simplification extrême des paysages agricoles, de nombreuses questions émergent sur la disponibilité des ressources florales pour les abeilles. Abeilles domestiques et sauvages partagent-elles les mêmes ressources ? Quelle place occupent les cultures fleuries dans leur alimentation ? La quantité et la diversité des ressources florales sont-elles limitantes ? Si oui, comment adapter les itinéraires techniques pour pallier les déficiences nutritionnelles ? Depuis 2011, l'UMT PrADE a entrepris divers programmes de recherches, le plus souvent en partenariat avec le dispositif ECOBEE, visant à documenter l'écologie de l'approvisionnement des abeilles en systèmes de grandes cultures (Odoux et al., 2014). Ce chapitre présente les principaux résultats obtenus dans le cadre de ce partenariat au cours de ces dernières années.

La Zone Atelier de Plaine & Val de Sèvre (ZAPVS) couvre une superficie de 450 km², comprenant environ 13 000 parcelles agricoles dont les rotations culturales sont documentées chaque année depuis 1995. Dans cet agrosystème intensif, les ressources florales disponibles pour les abeilles sont de deux types (Rollin et al., 2013) : d'une part des cultures fleuries attractives et d'autre part les ressources florales spontanées dans les habitats semi-naturels résiduels. Les cultures fleuries occupent des surfaces conséquentes, représentées principalement par le tournesol (environ 12% de l'assolement total), le colza (10%), le maïs (9%) ou la luzerne (4%). Hormis les prairies (6% de l'assolement), les espaces dits semi-
naturels, ou interstitiels, occupent des surfaces plus restreintes et difficiles à estimer : jardins et vergers (3%), milieux boisés (3%), bords de champs et de routes (3%), réseaux de haies (en moyenne 5km de linéaires par km² (source : archives SIG locales et fonds cartographiques IGN). Finalement, même si elles sont par définition inféodées aux parcelles agricoles, les plantes adventices des cultures entrent également dans la catégorie des ressources spontanées potentiellement utilisées par les abeilles (Bretagnolle and Gaba, 2015).

Les cultures fleuries et les ressources florales spontanées diffèrent par bien des aspects. Bien qu'abondantes dans l'environnement, les cultures fleuries ne sont disponibles que temporairement. Elles constituent des « pulses » de ressources, offrant aux abeilles des quantités localement massives de nectar et/ou pollen, mais sur de courtes périodes. A l'opposé, la flore spontanée des habitats semi-naturels constitue une ressource délivrée de façon plus parcimonieuse dans l'espace et le temps (Odoux et al., 2012).

Dans cet environnement changeant, l'activité d'apiculture est rythmée par les deux miellées saisonnières : la miellée de colza (avril-mai) et la miellée de tournesol (juillet-août). **Entre ces deux périodes de floraison de masse, de fin mai à début juillet, seules les ressources florales spontanées demeurent disponibles. Cette transition d'environ 1,5 mois est perçue comme une phase de disette alimentaire** (Figure 3.1), avec un ralentissement prononcé des apports de pollen et nectar à la ruche (Odoux et al., 2014; Requier et al., 2017). Pendant la disette, les habitats semi-naturels doivent donc jouer un rôle de compensation écologique nécessaire au maintien des colonies d'abeilles domestiques, mais aussi des populations d'abeilles sauvages (Albrecht et al., 2007).

## 3.2. Les plantes adventices fournissent jusqu'à près de 50% du pollen aux abeilles domestiques dans les systèmes de grandes cultures.

Les suivis démographiques et sanitaires des colonies d'abeilles domestiques sur le territoire (dispositif ECOBEE ; Figure 3.1), ont permis de dresser un état des lieux précis de l'alimentation d'Apis mellifera en système de grandes cultures (Odoux et al., 2014; Requier et al., 2015). La méthodologie est basée sur des analyses palynologiques de pelotes de pollen échantillonnées à l'entrée de la ruche au moyen de trappes à pollen. Celles-ci sont composées d'une grille avec des ouvertures étroites à travers lesquelles les abeilles doivent se faufiler, perdant ainsi une partie de leurs pelotes de pollen. Les pelotes récupérées dans un tiroir sont ensuite homogénéisées, dégraissées et identifiées au microscope. En complément, des analyses palynologiques sont effectuées sur des échantillons de miel (melissopalynologie). En effet, le miel contient des grains de pollen résiduels provenant des plantes visitées pour le nectar. En les identifiant, on peut ainsi obtenir une idée approximative des principales plantes butinées pour le nectar. Les analyses palynologiques réalisées sur 450 échantillons de pollen et 67 de miel (Requier et al., 2015) ont recensé 228 espèces ou groupes de plantes visitées par les abeilles domestiques. Elles ont permis de préciser les parts respectives de l'effort de butinage allouées à la collecte de nectar ou de pollen selon les types de ressources fleuries.

Au début du printemps, plus de 80% des apports polliniques proviennent d'arbres (châtaigniers, érables), d'arbustes ou d'autres plantes associées aux milieux boisés (ronces, aubépines, *prunus* sp.). Le colza, à l'inverse ne participe que marginalement à l'apport de pollen (environ 15%), mais contribue à l'essentiel de l'apport en nectar (>80%). A la fin du printemps, pendant la disette printanière qui succède à la floraison du colza, les flux moyens de pollen entrant à la ruche diminuent d'un facteur trois. C'est pourtant à cette période que
la diversité des pollens récoltés est maximale (18 à 26 espèces par échantillonnage d'une journée par les trappes à pollen). La majorité du pollen provient alors de plantes de la strate herbacée, et en particulier des plantes classées comme adventices des cultures (jusqu'à près de 50% du volume pollinique rapporté). Les principales plantes herbacées contribuant au volume pollinique incluent en particulier le coquelicot *Papaver rhoeas*, la mercuriale *Mercurialis annua*, le réséda *Reseda lutea*, ou encore les brassicacées du genre *Sinapis*.

Au cours de l'été, entre juillet et début août, l'alimentation de l'abeille domestique est de nouveau influencée par la présence d'une culture oléagineuse, le tournesol. Comme le colza, le tournesol est surtout butiné pour son nectar (>80% de l'apport en nectar), mais plus minoritairement pour son pollen (15%), difficile à agréger en raison de sa structure échinée. A cette période, l'apport de pollen est pour moitié assuré par le maïs. Le maïs a un système de pollinisation anémophile (par le vent). Il ne dépend pas des abeilles pour sa pollinisation et ne produit pas de nectar. Mais ses grains de pollen abondants et de grande taille sont facilement amalgamés par les abeilles. Celles-ci n'hésitent pas à le collecter en quantité, malgré sa faible valeur nutritive (faible teneur en protéines et lipides) (Di Pasquale et al., 2016) et sa forte teneur en amidon que les abeilles sont incapables de métaboliser.

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**Figure 3.1** : Cinétique temporelle moyenne de 250 colonies d'abeilles domestiques suivies pendant cinq saisons apicoles en système de grandes cultures (mars-octobre). Les suivis de colonies comprenaient la quantification des flux de pollen entrant, la mesure des surfaces totales de couvain sur les cadres, la taille de la population adulte, et la quantité de miel mis en réserves dans le corps de ruche (et donc disponible pour les abeilles car non prélevé par les apiculteurs). Les périodes approximatives de floraison des principales cultures fleuries sont indiquées par les zones grisées (colza, tournesol). La diminution assez abrupte des entrées de pollen en mai-juin indique la période de disette entre les deux cultures fleuries (à noter que l'échelle logarithmique atténue visuellement l'amplitude du déclin). Sur cette même période, alors que les populations atteignent leur maximum, les réserves de miel disponibles chutent également, indiquant que son stockage est déficitaire par rapport à sa consommation par la colonie (Odoux et al., 2014; Requier et al., 2017).
### 3.3. Abeilles sauvages et domestiques : des stratégies d'approvisionnement contrastées.

En dépit de l'intensification agricole qui a uniformisé les systèmes de grandes cultures ces dernières décennies, une grande diversité d'abeilles sauvages subsiste dans les paysages ruraux. Un inventaire à large échelle des abeilles sauvages a été réalisé dans la zone d'étude à partir de 2010. Ceux-ci ont révélé l'existence d'une diversité insoupçonnée d'abeilles sauvages : on estime la richesse spécifique du territoire à environs 300 espèces, soit près d'un tiers de la faune des Apiformes de France métropolitaine (Rollin et al., 2015). Cependant, les abeilles sauvages utilisaient les ressources cultivées ou spontanées différemment des abeilles domestiques, ce qui impliquerait des mesures agro-environnementales (MAE) distinctes et complémentaires pour promouvoir efficacement les populations d'abeilles au sens large dans les zones de grandes cultures (Rollin et al., 2013).

Cette dernière étude a comparé la fréquentation des différents types de ressources par les trois groupes d'abeilles ciblés par les MAE européennes : les abeilles domestiques, les bourdons (*Bombus sp*..) et les autres abeilles sauvages, pour l'essentiel solitaires contrairement aux deux autres groupes qui vivent en colonies. L'activité de butinage des abeilles a été quantifiée grâce à des captures standardisées au filet dans les cultures fleuries et les habitats semi-naturels herbacés et ligneux du territoire. L'inventaire s'est déroulé pendant trois ans, sur 812 sites, en suivant une stratégie d'échantillonnage standardisée et extensive (Figure 3.2). Au total, près de 30 000 abeilles butineuses ont été inventoriées sur 127 espèces de plantes, dont 22 000 abeilles domestiques, 1 500 bourdons et 6 500 individus d'autres espèces sauvages.

Les résultats montrent que les abeilles domestiques butinent préférentiellement les cultures fleuries (colza, tournesol, luzerne) tandis que les abeilles sauvages sont retrouvées plus fréquemment et en plus grand nombre dans les fleurs spontanées des habitats semi-naturels herbacés (Figure 3.3). Par extension, la richesse spécifique des assemblages d'espèces d'abeilles est 4 à 5 fois supérieure dans les milieux semi-naturels herbacés échantillonnés que dans les champs à floraison massive de colza et tournesol (Rollin et al., 2015), selon des projections de richesse cumulée (Figure 3.4).

Pourquoi une telle répartition ? Les abeilles domestiques vivent en colonies constituées de milliers d'individus qu'il faut nourrir. Les cultures oléagineuses, qui procurent une floraison massive sur une courte période seraient donc privilégiées par les colonies. Une autre explication possible, qu'il ne faut pas dissocier de la première, est la sélection au fil du temps par les apiculteurs des colonies les plus productives en miel, et donc favorisant les floraisons de masse pour le butinage. Les abeilles sauvages, pour la plupart solitaires, peuvent également être spécialisées sur des genres ou familles de plantes non cultivées. C'est par exemple le cas de l'andrène *Andrena florea* qui dépend du pollen de bryone (*Bryonia dioica*), ou de la collète *Colletes hederae* étroitement associée au lierre (*Hedera helix*), pour ne citer que les exemples de spécialisation les plus connus. Les bourdons, eux, présentent une stratégie intermédiaire entre abeilles domestiques et autres sauvages, utilisant la flore spontanée ou cultivée de façon plus équilibrée.
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Figure 3.2. Représentation de la stratégie d'échantillonnage standardisée et extensive du butinage des abeilles dans la zone d'étude. Cette stratégie repose sur l'évaluation rapide des communautés locales (rapid assessment) par des temps d'observation et de capture standardisés, mais relativement courts, dans les habitats fleuris. La diversité des habitats échantillonnés (cultures, prairies, bords de champs, haies et lisières, etc.) et la réplication spatiale des échantillonnages sont privilégiées, au détriment d'inventaires répétés et intensifs dans un nombre restreint de sites. Un système de stratification spatiale suivant un maillage de 3x3km (lignes continues) est utilisé pour répartir l'effort de capture de façon homogène entre les trois années d'échantillonnage. Tiré de Rollin et al. (2019).
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Figure 3.3. Fréquence d'occurrence (A et B) et abundance (C et D) des groupes d'abeilles dans les habitats fleuris, pendant la floraison du colza (à gauche) et du tournesol (à droite), d'après des sessions échantillonnages standardisés dans un total de 812 sites. SN indique les habitats semi-naturels. Les barres délimitent les intervalles de confiance à 95%. Les préférences entre deux habitats diffèrent pour un groupe d'abeilles s'il existe une différence statistiquement significative (NS : p > 0,05 ; *p ≤ 0,05 ; **p ≤ 0,01 ; ***p ≤ 0,001). Tiré de Rollin et al. (2013).
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**Figure 3.4** : Courbes de richesse spécifique des abeilles sauvages cumulées suivant le nombre de sites échantillonnés dans un système de grandes cultures (Zone Atelier Plaine & Val de Sèvre, Poitou-Charentes), (a) au printemps dans les champs de colza et milieux semi-naturels herbacés environnants, (b) en été dans les champs de tournesols et milieux semi-naturels herbacés environnants. Tiré de Rollin et al. (2015).

## 3.4. Implications pour la protection des abeilles domestiques et la conservation des abeilles sauvages dans les systèmes de grandes cultures.

### 3.4.1. Les ressources florales cultivées.

Les observations de relative pauvreté de la communauté des abeilles sauvages dans les cultures de masse florale (Rollin et al., 2015) fut intégrée ultérieurement à une méta-analyse qui confirma la robustesse de ce pattern à travers une large gamme d'études similaires provenant de cinq continents (Kleijn et al., 2015). Les données issues de 90 inventaires des communautés d'abeilles dans 20 cultures entomophiles différentes ont indiqué que seule une petite minorité d'espèces représente l'essentiel du cortège des abeilles sauvages dans les cultures. **Ainsi, environ 80% des services de pollinisation apportés à ces cultures proviendrait du butinage par seulement 2% des espèces d'abeilles (abeilles domestiques comprises).** Celles-ci figurent généralement parmi les plus communes des pools d'espèces des régions considérées. Ces résultats suggèrent qu'une stratégie de protection des abeilles basée sur la seule maximisation des services écosystémiques aurait peu de chances d'assurer la conservation des espèces rares et menacées. Les efforts de conservation ne devraient donc pas se focaliser exclusivement sur le maintien des services écosystémiques, mais privilégier des approches génériques de conservation des habitats et des espèces.

### 3.4.2. Les ressources florales ligneuses.

Une catégorie de ressources florales est toutefois très utilisée par l'ensemble des groupes d'abeilles au printemps : les ressources florales ligneuses, c'est-à-dire offerte par des arbres
et arbustes, généralement dans les haies, lisières de forêt et autre végétation ornementale ou horticole (châtaigniers, érables, tilleuls, pommiers, pruniers et diverses autres espèces de la famille des rosacées, etc.). L'importance quantitative (abondance) et qualitative (diversité) des ressources florales ligneuses de printemps pour l'abeille domestique est confirmée à la fois par des inventaires de butinage (Figure 3.3) et par des analyses palynologiques du pollen ramené à la ruche (Requier et al., 2015). Les ressources florales ligneuses du printemps semblent à plus forte raison des ressources clé pour les abeilles sauvages, bourdons inclus, à en juger par les abondances et fréquences d'occurrence particulièrement élevées de ces groupes d'abeilles dans ces habitats (Figures 3.3a et 3.3c). La restauration et la gestion appropriée des habitats ligneux apparaissent donc comme un levier d'action efficace pour promouvoir les abeilles au sens large dans les zones de grandes cultures.

### 3.4.3. Les ressources florales herbacées.

Concernant les ressources florales herbacées, les inventaires extensifs de butinage (Rollin et al., 2019, 2015, 2013) montrent que les MAE orientées habitats (restauration des habitats semi-naturels de type prairies permanentes ou bords de champs) seront surtout intéressantes pour promouvoir la richesse spécifique des abeilles, tandis que les MAE orientées ressources (implantations de jachères mellifères et bandes fleuries) seront plus efficaces pour promouvoir la densité de quelques espèces communes et mobiles, y-compris l'abeille domestique introduite par l'apiculture. Ces approches sont donc complémentaires car elles favorisent un relâchement du phénomène de compétition possiblement engendré par les espèces communes et majoritaires (abeilles domestiques, certains bourdons) sur les espèces moins communes et aux exigences écologiques plus spécifiques, particulièrement en période de disette (Rollin et al., 2013).

En outre, le pattern naturel de diversité des abeilles sauvages dans ce type d'agrosystème est caractérisé par un fort turnover spatial (diversité β) à des échelles inférieures à 50km² (7-8 km de diamètre, Figure 3.5), définissant ainsi pour la première fois un ordre de grandeur concret pour recommander le regroupement de MAE en « unité effective de conservation » (Rollin et al., 2015). En d'autres termes, regrouper les efforts d'implantations de MAE favorables aux abeilles sur des territoires de 50km² permettrait de maximiser l'effort de conservation des communautés d'abeilles en termes de nombres d'espèces favorisées par unité de surface, par rapport à une stratégie d'implantations dispersées sur de plus grands territoires. Des analyses paysagères réalisées ultérieurement (Rollin et al., 2019) précisent que de telles unités territoriales de concentration des MAE pourraient être d'autant plus efficaces qu'elles seraient déployées dans les environnements contenant déjà une forte densité de milieux semi-naturels, garants de communautés d'abeilles plus riches à l'échelle des parcelles. Cette étude souligne cependant que les densités de milieux semi-naturels nécessaires pour supporter une diversité locale maximale d'abeilles sauvages dans l'agrosystème étudié devraient atteindre des proportions irréalistes de 20 à 25% de la SAU (surface agricole utile), alors que les objectifs proposés au niveau européen sont de 3% à 7%.
<figure><img src="image_12.png" /></figure>

Figure 3.5. Représentation des variations spatiales de la composition spécifique des communautés d'abeilles sauvages (diversité B), c'est-à-dire le turnover de la diversité locale (diversité α) à travers la Zone Atelier de Plaine & Val de Sèvre. L'indicateur de diversité B représenté est issu d'une analyse de partitionnement additif des espèces (additive species partitioning) : il indique la différence relative (%) entre la diversité α moyenne des sites d'échantillonnage et les attendus d'une répartition aléatoire des espèces, de l'échelle locale (parcelle) à l'échelle régionale (ensemble de la zone d'étude). Seules les valeurs de diversité des abeilles provenant d'habitats herbacés semi-naturels ont été utilisées, calculées de manière additive à travers les échelles spatiales et moyennées entre les périodes d'étude. À titre d'illustration, la relation entre l'indicateur de diversité B et la superficie correspondante a été ajustée par une fonction de puissance (ligne continue). Le turnover, ou renouvellement des espèces, est maximal à travers des superficies d'environ 50km² (7-8 km de diamètre), dans lesquelles la diversité locale observée est en moyenne 38% inférieure à ce que l'on pourrait attendre d'une distribution aléatoire des espèces. Dans des zones focales plus étendues, le turnover est plus faible, en raison de la redondance de la composition spécifique à ces grandes échelles spatiales. Tiré de Rollin et al. (2015).

### 3.4.4. Les ressources florales adventices.

Des données complémentaires restent finalement à acquérir quant au rôle des plantes adventices des cultures dans le maintien des populations d'abeilles (Bretagnolle and Gaba, 2015). Certaines adventices, comme le coquelicot (Papaver rhoeas) associé aux parcelles de blé, peuvent être massivement collectées par les abeilles domestiques en période de disette (Requier et al., 2015). Si les adventices peuvent fournir jusqu'à près de 50% du pollen ramené par les abeilles domestiques dans le système de grandes cultures étudié, des itinéraires techniques plus extensifs (moins d'herbicides ou de contrôle mécanique des adventices) seraient à privilégier quand cela est économiquement envisageable. Cependant, selon leur position dans les parcelles, notamment à distance des bordures, les adventices seront théoriquement moins accessibles aux abeilles sauvages les plus petites qui ont un domaine vital restreint (Bailey et al., 2014).

## 3.5. Les risques d'affaiblissement des colonies d'abeilles domestiques dans les systèmes de grandes cultures : une approche éco-physiologique pour lier approvisionnement pollinique et taux de survie

### 3.5.1. Les abeilles domestiques choisissent-elles leurs ressources polliniques ?

Les abeilles au sens large dépendent de deux types de ressources alimentaires : le nectar comme source de carbohydrates et le pollen comme source de protéines, lipides, acides
aminés, vitamines et minéraux. Le nectar assure les apports énergétiques nécessaires aux individus. Chez l'abeille domestique, le nectar collecté et régurgité chargé d'enzymes par les butineuses, est partiellement déshydraté, puis mis en réserve dans les cellules sous forme de miel. Les réserves de miel dans la colonie fluctuent selon la disponibilité des ressources florales, l'activité des butineuses et les besoins de la colonie. Elles augmentent en phase de miellée mais diminuent pendant l'hiver et pendant les périodes de disette. Dans une moindre mesure, le pollen est également stocké dans les cellules sous forme de pain d'abeille. Il est surtout utilisé par les jeunes ouvrières qui achèvent leur développement et deviennent nourrices. Le pollen est essentiel pour le développement hormonal et des glandes hypopharyngiennes des nourrices et ainsi pour la sécrétion de la nourriture destinée aux larves. Le pollen est donc indispensable pour le développement de la colonie et sa survie. A l'échelle individuelle, une privation de pollen aura également des répercussions sur la santé des abeilles, notamment leur immunocompétence et leur tolérance aux pathogènes (Alaux et al., 2011, 2010b; Di Pasquale et al., 2013), ou encore leur survie. Pour mieux appréhender les risques de malnutrition des abeilles dans le contexte des ressources fluctuantes du système de grandes cultures étudié, la qualité nutritive des principales espèces de pollen a été mesurée (Requier et al., 2015), ainsi que leurs effets sur la physiologie des nourrices (Di Pasquale et al., 2016).

Les analyses palynologiques (Requier et al., 2015) suggèrent que les abeilles tendent à collecter des pollens de meilleure qualité nutritive au cours du printemps. En effet, les pollens les plus récoltés (en volume) à cette période sont aussi ceux qui présentent les plus fortes teneurs en protéines et en minéraux (Figure 3.6). Au même moment, les quantités de couvain dans les ruches sont à leur maximum (Figure 3.1). Cette relation entre récolte de pollen et qualité nutritive peut donc être perçue comme une stratégie adaptative des colonies visant à optimiser la qualité de l'alimentation larvaire et donc la vitalité des futurs adultes. Cette hypothèse n'est toutefois pas supportée par le consensus généralement admis selon lequel l'abeille domestique a un comportement de butinage extrêmement généraliste et opportuniste, indépendant de critères qualitatifs. Plus tard dans la saison, en revanche, la relation entre récolte de pollen et qualité nutritive disparaît. C'est en particulier vrai l'été, puisque le pollen de maïs, de pietre qualité nutritive, est pourtant de loin le plus récolté (50% du volume pollinique ramené à la ruche en juillet). A cette période, le pic de développement du couvain est terminé (Figure 3.1) et la qualité nutritive de l'alimentation pollinique aura peut-être moins d'effet sur le maintien de la colonie.

Néanmoins, en reproduisant les variations nutritionnelles saisonnières des abeilles en système de grandes cultures, des tests en laboratoire ont démontré que la faible qualité nutritive du régime pollinique en période de floraison du maïs est reliée à une moins bonne vitalité des abeilles (Di Pasquale et al., 2016). Outre leur longévité, deux mesures physiologiques liées à la qualité et la vitalité des nourrices ont été effectuées : le développement des glandes hypopharyngiennes et la production de vitellogénine, glycolipoprotéine à la fonction d'antioxydant et impliquée dans la sécrétion de la nourriture larvaire. Le développement physiologique des nourrices a suivi des trajectoires différentes selon le régime pollinique reçu. Les longévités les plus réduites et les conditions physiologiques les plus faibles ont été obtenues avec le régime pollinique d'été dominé par le maïs – également caractérisé par les plus bas taux de protéines et lipides. Ce lien entre lacune nutritive et déficience physiologique des nourrices suggère un phénomène de malnutrition saisonnière en début d'été. Des explications alternatives liées aux pesticides ont été écartées
car aucun résidu chimique n'a été détecté dans l'échantillon expérimental de pollen.
L'hypothèse d'une malnutrition estivale reste à préciser en conditions de plein champ. Mais
elle pourrait constituer un facteur de stress supplémentaire qui, combiné à la disette
printanière, contribuerait à affaiblir les colonies au cours de la saison apicole (Chapitre 5).

<figure><img src="image_13.png" /></figure>

Figure 3.6. Évolution au fil de la saison de la corrélation entre la qualité nutritive (taux de protéines et de minéraux) du pollen des principales espèces florales collectées par les abeilles domestiques et de leur quantité (volume) ramenée à la ruche. L'analyse biochimique a été réalisée sur des échantillons de pelotes de pollen monospécifiques des 15 espèces les plus fréquemment retrouvées dans l'alimentation pollinique des abeilles. Des liens significatifs positifs entre qualité nutritive et quantité de pollen récolté ont été identifiés en début de saison seulement (*p<0.05, **p<0.01, ***p<0.001). Tiré de Requier et al. (2015).

3.5.2. Un processus d'affaiblissement à retardement : la disette alimentaire du printemps et ses effets en cascade.

Nos dernières études sur l'évolution de l'état des colonies au cours de la saison apicole
montrent que le prix de la disette printanière se paye plus tard dans la saison, après une série
d'effets en cascade (Requier et al., 2017). **La disette printanière caractérisée par une
restriction des apports de pollen (Odoux et al., 2014; Requier et al., 2017) crée un
ralentissement de la production de couvain, donc une diminution de la taille de population
adulte plus tard en été, avec en conséquence une mise en réserve réduite de miel en fin
d'été et finalement des risques accrus de mortalité de la colonie au cours de l'hiver suivant.
Il semble également que l'effet de l'intensité de la disette printanière soit lié à de plus forts
taux d'infestation de l'acarien Varroa à la fin de l'été – sans que les mécanismes sous-jacents
ne soient encore complètement déchiffrés. Un lien peut être proposé avec la régulation du
comportement hygiénique des ouvrières visant à retirer le couvain infesté par Varroa : lorsque
les réserves de pollen viennent à manquer, les ouvrières sont contraintes de réduire leur
comportement hygiénique car elles sont mobilisées plus précocement vers l'activité de
butinage (Janmaat and Winston, 2000). Des analyses plus avancées montrent que les colonies
les moins affectées par la disette sont celles qui ont davantage investi dans la production de
couvain plutôt que dans la récolte de miel dès le début du printemps.

3.5.3. Les ressources florales pré-hiverales : importance de la qualité et de la diversité pollinique pour la santé des abeilles domestiques et la survie des colonies.

En automne, pour préparer leurs colonies à l'hiver, les apiculteurs ont l'habitude de leur faire bénéficier des ressources fournies par les milieux boisés et des aménagements floristiques tels que les couverts intercultures. Ces derniers sont implantés par les agriculteurs à l'automne pour éviter de laisser les sols à nu en hiver et servir de piège à nitrate (CIPAN - couverts intermédiaires piège à nitrate). Le choix de ces couverts intercultures peut se porter sur des plantes mellifères qui auraient l'avantage d'offrir aux abeilles des ressources en nectar et pollen en période de préparation à l'hiver. L'une de nos études s'intéressant aux mécanismes écophysiologiques sous-jacents confirme l'intérêt de cette pratique (Alaux et al., 2017). **La probabilité de survie hivernale des colonies est dépendante de la qualité physiologique et de la vitalité des abeilles ouvrières. Cette vitalité est elle-même significativement améliorée par la présence de milieux boisés (par exemple les lisières forestières où les abeilles peuvent trouver du lierre, principale source de pollen à cette saison) et de couverts intercultures mellifères** (mélanges floraux comprenant des variétés de moutarde, tournesol, phacélie, trèfle, vesce et autres fabacées facilitant la fixation d'azote).

Cette expérimentation menée dans des agrosystèmes de la région Centre, avec l'aide d'apiculteurs et agriculteurs volontaires, a permis d'éclairer les mécanismes physiologiques à l'œuvre chez les abeilles bénéficiant de ces ressources florales (Figures 3.7 et 3.8). **Dans les colonies proches de couverts en fleurs, les abeilles possédaient plus de corps gras, réserves énergétiques nécessaires à la survie hivernale. Elles présentaient également une augmentation du taux de vitellogénine, la glycolipoprotéine marqueur de la longévité et la vitalité des nourrices.** Cette amélioration de la vitalité des abeilles a par ailleurs augmenté les chances de survie hivernale des colonies. Ainsi, les colonies composées d'individus avec des faibles taux de vitellogénine présentaient un taux de survie hivernale de 60 %, alors que les colonies composées d'individus avec des forts taux de vitellogénine ont atteint des taux de survie d'environ 90 %.

Nous avons ainsi montré que l'implantation par les agriculteurs de cultures intermédiaires à base de plantes produisant du nectar et du pollen dès le mois de septembre augmente la diversité des ressources collectées par les abeilles et par conséquent participe à l'amélioration de leur état physiologique et de leur vitalité. Mais l'effet significatif le plus marqué a été obtenu grâce aux milieux naturels, tels que les haies et lisières forestières. Cette approche baptisée *Landscape physiologie*, ou « physiologie du paysage » (Alaux et al., 2017) est maintenant transposée aux abeilles sauvages (Parreño et al., 2021), avec le postulat que l'intensification agricole pourrait se répercuter sur le profil physiologique moyen des communautés d'espèces locales (thèse en cours de Clémentine Leroy, Avignon Univ.).
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Figure 3.7. Modèle par équations structurales (path analysis) révélant la base physiologique de la survie hivernale des colonies d'abeilles domestiques. Le niveau de significativité est indiqué à côté de chaque lien. Tous les liens représentent des effets positifs, à l'exception du niveau d'infestation par Varroa qui affecte négativement la survie hivernale. Lorsqu'au moins deux liens atteignent la même case, leur épaisseur est proportionnelle à leur effet respectif. L'analyse repose sur un suivi pré- et post-hivernal de 350 colonies réparties en 18 ruchers, certains étant installés à proximités de couverts intercultures mellifères. La chaine causale retracée par les équations structurales indique que les caractéristiques paysagères (surfaces de milieux semi-naturels ou de cultures mellifères) influencent indirectement la survie hivernale des colonies par l'amélioration de la vitalité des ouvrières. Tiré de Alaux et al. (2017).

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Figure 3.8. Détail des liens entre caractéristiques paysagères (surfaces de milieux semi-naturels et de cultures mellifères) et indicateurs de la vitalité des ouvrières. (a) dosage des corps gras, (b) dosage de la vitellogénine. Tiré de Alaux et al. (2017).

## 3.6. Conclusions : alimentation et émergence du risque toxicologique

Les colonies d'abeilles en système de grandes cultures doivent composer avec des contraintes alimentaires : restrictions en quantité et en qualité du pollen disponible. Ces restrictions nutritionnelles sont de nature à contribuer à l'affaiblissement des colonies. Les mesures environnementales visant à promouvoir les ressources florales, particulièrement à la fin du
printemps et en été, faciliteront la durabilité de l'apiculture dans ces systèmes agricoles. Les abeilles sauvages, de leur côté, seront surtout favorisées par des mesures de restauration des habitats semi-naturels. Dans tous les cas, deux types de mesures seront efficaces pour l'ensemble des groupes d'abeilles : restaurer les ressources florales liées aux milieux boisés du paysage (ressources nectarifères des haies et lisières forestières) et limiter au strict nécessaire le contrôle des plantes adventices des cultures.

**Promouvoir les cultures fleuries mellifères n'influencera qu'une partie très limitée de la diversité du cortège des abeilles sauvages.** En revanche, la dynamique démographique des colonies d'abeilles domestiques repose effectivement sur la succession des « pulses » de ressources apportés par les cultures fleuries, en particulier via les apports du pollen de colza de forte qualité nutritive en début de saison, puis des abondantes productions de nectar de tournesol en début d'été. Des couverts intercultures mellifères en période pré-hivernale peuvent également contribuer à améliorer la probabilité de survie hivernale des colonies.

Cependant, un compromis peut exister entre d'une part l'intérêt qualitatif et quantitatif des cultures fleuries et d'autre part les risques toxicologiques associés lorsque ces cultures sont traitées par des pesticides et deviennent des vecteurs de contamination pour les insectes butineurs.
## 4. La contamination de l'alimentation des abeilles par les pesticides : déployer les recherches du laboratoire au plein champ pour accéder à la pertinence écologique

Ce chapitre propose une synthèse de ce que nous nommons l'« épopée scientifique » de l'énigme de la disparition des butineuses exposées aux néonicotinoïdes. Ces pesticides systémiques ont été interdits en France suite à notre publication fondatrice sur l'échec du retour à la ruche des butineuses exposées à de faibles doses de thiaméthoxam (Henry et al., 2012a). Il s'ensuivit des controverses sur l'approche scientifique (réalisme des doses, extrapolation des effets sur la colonie) et sur l'interprétation des résultats (généricité des effets) qui ont motivé la réalisation d'une série de travaux pour tenter de les lever une à une. Cette épopée nous a amenés à combler de nombreuses lacunes de connaissances sur la modulation des effets toxiques selon le contexte paysager, climatique ou sanitaire des abeilles.

Une étude fondatrice : de faibles doses d'exposition à un néonicotinoïde peuvent engendrer une mortalité indirecte des abeilles par un échec du retour à la ruche.

**Henry, M.**, Béguin, M., Requier, F., Rollin, O., Odoux, J.-F., Aupinel, P., Aptel, J., Tchamitchian, S., Decourtye, A., 2012. A common pesticide decreases foraging success and survival in honey bees. *Science* 336, 348–350.
https://doi.org/10.1126/science.1215039

Annexe 8.1

Faire face à la controverse.

**Henry, M.**, Béguin, M., Requier, F., Rollin, O., Odoux, J.-F., Aupinel, P., Aptel, J., Tchamitchian, S., Decourtye, A., 2012. Response to comment on "A common pesticide decreases foraging success and survival in honey bees." *Science* 337, 1453–1453. https://doi.org/10.1126/science.1224930

**Henry, M.**, Decourtye, A., 2013. Ecological relevance in honeybee pesticide risk assessment: developing context-dependent scenarios to manage uncertainty. *Front. Physiol.* 4, 62. https://doi.org/10.3389/fphys.2013.00062

Fournier, A., Rollin, O., Le Féon, V., Decourtye, A., **Henry, M.**, 2014. Crop emptying rate and the design of pesticide risk assessment schemes in honey bee and wild bees (Hymenoptera: Apidae). *J. Econ. Entomol.* 107, 38–46. http://dx.doi.org/10.1603/EC13087

Wintermantel, D., Odoux, J.-F., Decourtye, A., **Henry, M.**, Allier, F., Bretagnolle, V., 2020. Neonicotinoid-induced mortality risk for bees foraging on oilseed rape nectar persists despite EU moratorium. *Sc. Tot. Environ.* 704, 135400. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.135400

Confirmer, expliciter et modéliser les variations de l'échec du retour à la ruche.

**Henry, M.**, Bertrand, C., Le Féon, V., Requier, F., Odoux, J.-F., Aupinel, P., Bretagnolle, V., Decourtye, A., 2014. Pesticide risk assessment in free-ranging bees is weather and landscape dependent. *Nat. Commun.* 5, 4359. https://doi.org/10.1038/ncomms5359

Annexe 8.2

Charreton, M., Decourtye, A., **Henry, M.**, Rodet, G., Sandoz, J.-C., Charnet, P., Collet, C., 2015. A locomotor deficit induced by sublethal doses of pyrethroid and neonicotinoid insecticides in the honeybee *Apis mellifera*. *PLoS ONE* 10, e0144879. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0144879

**Henry, M.**, Cerrutti, N., Aupinel, P., Decourtye, A., Gayrard, M., Odoux, J.-F., Pissard, A., Rüger, C., Bretagnolle, V., 2015. Reconciling laboratory and field assessments of neonicotinoid toxicity to honeybees. *Proc. R. Soc. B* 282, 20152110. https://doi.org/10.1098/rspb.2015.2110

Annexe 8.3

Monchanin, C., **Henry, M.**, Decourtye, A., Dalmon, A., Fortini, D., Bœuf, E., Dubuisson, L., Aupinel, P., Chevallereau, C., Petit, J., Fourrier, J., 2019. Hazard of a neonicotinoid insecticide on the homing flight of the honeybee depends on climatic conditions and *Varroa* infestation. *Chemosphere*. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2019.02.129
## 4.1. Introduction : un pesticide néonicotinoïde affecte le retour à la ruche des butineuses

Les insecticides néonicotinoïdes sont de puissants neurotoxiques utilisés pour protéger certaines cultures contre les insectes suceurs de sève, en particulier les pucerons. Issue d'observations de terrain, l'hypothèse est posée depuis les années 90 par les apiculteurs de nombreux pays que des néonicotinoïdes appliqués sur les semences de plantes cultivées, et visitées par les abeilles lors de la floraison, peuvent affecter le retour à la ruche des butineuses, entraînant des dépopulations et donc des répercussions économiques. Pour tester en toute rigueur cette hypothèse, nous avons longtemps manqué d'outils fiables, nous confrontant aux contraintes techniques pour identifier les abeilles, ces organismes au vol rapide, à large aire de prospection, très légers et de petite taille. Ainsi, acquérir le moyen de contrôler si une butineuse est de retour à la ruche n'est pas chose triviale. Pour combler cette lacune, l'outil RFID a été développé grâce à une démarche pas à pas, en vérifiant son innocuité, en miniaturisant les puces, en calibrant le marquage des abeilles, puis en optimisant l'acquisition des données (Decourtye et al., 2011). En 2011, grâce cet aboutissement méthodologique, et à la faveur de la mise en place du collectif pluridisciplinaire de l'UMT PrADE, une étude sur l'insecticide thiaméthoxam a été réalisée en conditions semi-contrôlées (substance active du Cruiser OSR®) et parue dans la revue Science (Henry et al., 2012a). Elle marquera le début d'une épopée scientifique structurante pour le partenariat entre l'UMT PrADE et le dispositif ECOBEE.

Cette étude testait l'hypothèse qu'une faible dose d'un produit néonicotinoïde, même si elle n'induit pas une mortalité directe, pourrait induire la disparition des abeilles par un phénomène de désorientation. L'attention a été portée sur le thiaméthoxam, substance active des spécialités commerciales Cruiser® et Cruiser OSR®, utilisée dans un grand nombre de pays en traitement de semences de cultures butinées par les abeilles (notamment le colza, butiné pour le nectar et le pollen). La particularité de ces spécialités commerciales est leur mode d'action systémique. Appliquée par enrobage de semence, leur substance active se diffuse dans l'ensemble de la plante au fur et mesure de sa croissance, y-compris dans le nectar et le pollen qui se retrouve contaminé par de faibles doses résiduelles. Les procédures d'homologation des pesticides attestent que ces doses résiduelles demeurent sous des seuils acceptables de risques de mortalité pour les abeilles butineuses. Néanmoins, bien que non-létales, ces faibles doses peuvent générer des troubles du comportement ou de l'apprentissage lors de tests en laboratoires, aussi appelés effets sublétaux.

Pour tester l'hypothèse d'un risque de désorientation en plein champ, la technologie RFID (Radio-Frequency IDentification) a été employée : des micropuces ont été collées sur le thorax de plus de 650 abeilles, de façon à ce que celles-ci soient individuellement identifiées à chacune de leur entrée ou sortie de la ruche grâce à une série de capteurs électroniques (Figure 4.1). Pour simuler des événements d'intoxication, la moitié des individus ont été nourris avec une solution sucrée de 20µl contenant une dose non létale de 1,34ng de thiaméthoxam (quantifiée par analyses chimiques).

Ces butineuses ont ensuite été relâchées à 1km de leur ruche, considérée comme une distance moyenne de butinage chez les abeilles domestiques. Parallèlement, les autres individus ont été nourris avec une solution non contaminée, puis relâchés en même temps que les individus contaminés, afin de faire office de groupe témoin. Ainsi, en comparant entre les deux groupes d'abeilles les proportions de retours à la ruche, on a pu évaluer le taux de disparition imputable à l'exposition au produit testé.
<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>Figure 4.1. Illustration des principales étapes de l'expérimentation du vol de retour. (A) Des abeilles son prélevées sélectivement à l'entrée d'une ruche équipée de capteurs RFID – la présence de pelotes de pollen attestant que les individus choisis sont des butineuses expérimentées. (B) Les butineuses sont immobilisées et équipées d'une puce RFID pour l'identification automatisée et individuelle de leur retour à la ruche. (C) Après une séance de jeûne pour purger le contenu de leur jabot, chaque individu reçoit une dose de solution sucrée, contaminée ou pas par la substance active étudiée. (D) Après un temps d'assimilation standardisé, les cohortes d'abeilles sont relâchées à distance de la ruche pour le test du succès de vol de retour. Tiré de Henry et al. (2012a).</figcaption></figure>

Dans le dispositif expérimental utilisé, les abeilles devaient connaître le trajet à suivre entre le point de relâcher et leur ruche. Pour ce faire, la ruche a été positionnée à 1km d'une parcelle expérimentale de phacélie (Phacelia tanacetifolia) – une plante fleurie très attractive pour les abeilles, non présente aux alentours de la ruche en dehors de cette parcelle et produisant un pollen bleu qui est distinguable des autres sources de pollen. Les butineuses revenant à la ruche avec du pollen de phacélie ont été spécifiquement sélectionnées. Elles avaient donc parcouru au moins une fois le trajet entre la parcelle et leur ruche. Ces individus ont ensuite été équipés d'une micropuce RFID, contaminés expérimentalement – ou non pour les individus témoins – et relâchés depuis la parcelle de phacélie précédemment butinée.

Outre celles des butineuses connaissant le trajet du retour, nous avons étudié les performances de retour de butineuses plus naïves. Il est en effet important de noter qu'en conditions naturelles, les abeilles ne sont pas toutes familiarisées avec le chemin du retour entre leur site de butinage et la ruche. C'est le cas des jeunes butineuses, des « éclaireuses » dont le rôle est de trouver de nouvelles ressources florales, mais aussi des butineuses qui se rendent pour la première fois sur une ressource florale sur la base des informations qui leur ont été transmises par les éclaireuses. L'expérimentation a donc été répétée avec des individus relâchés, toujours à 1km de leur ruche, mais à un point aléatoire par rapport à leurs précédentes expériences de butinage.
Les deux expérimentations, avec butineuses familiarisées ou naïves, ont mis en évidence une mortalité significative des abeilles par un phénomène de désorientation dû à l'intoxication (Figure 4.2). Lorsqu'elle est combinée à la mortalité naturelle (environ 15 % des butineuses par jour), cette disparition liée à l'insecticide aboutit à une mortalité totale journalière de 25% à 47% chez les butineuses intoxiquées, soit jusqu'à trois fois le taux mesuré chez les témoins.

<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 4.2. Effet de l'exposition orale des abeilles butineuses à la dose de 1,3 ng/abeille de thiaméthoxam sur le vol de retour à la ruche sur une distance de 1km. En rouge, le lot d'abeilles exposées, en bleu le lot d'abeilles non exposées. (A) relâché à un point connu par les butineuses, (B) relâché à un point aléatoire. Dans les deux cas des différences significatives ont été mises en évidence par des tests de comparaison de proportions. Tiré de Henry et al. (2012a).</figcaption></figure>

Afin d'évaluer l'impact sur les colonies de l'augmentation significative du taux de mortalité des butineuses, nous avons utilisé un modèle mathématique de la démographie des colonies d'abeilles, développé quelques mois auparavant par une équipe de recherche australienne (Khoury et al., 2011). Plusieurs scénarii ont été envisagés, incluant un développement normal d'une colonie et un développement avec un taux de ponte de la reine affaibli. Dans tous les cas, le modèle démographique a prédit que si la majorité des butineuses sont contaminées chaque jour en allant butiner sur une culture traitée telle que le colza, la dynamique de la colonie subirait une déviation majeure par rapport à sa trajectoire normale. En particulier, l'effectif de la colonie pourrait chuter de moitié le temps de la floraison – et jusqu'à moins 75% dans les scenarii les plus pessimistes – et atteindre ainsi un niveau critique de vulnérabilité (Figure 4.3).
<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Figure 4.3. Simulations de la dynamique de populations d'abeilles exposées au thiaméthoxam (lignes rouges) ou non exposées (lignes bleues), suivant six scénarios démographiques. L est le taux de ponte quotidien de la reine (œufs par jour). Exp est la proportion de butineuses exposées aux cultures traitées pendant la journée. Tiré de Henry et al. (2012a) utilisant le modèle démographique de Khoury et al. (2011).</figcaption></figure>

## 4.2. Controverses à la suite de la publication Henry et al. (2012)

Le sujet d'étude des scientifiques apidologues est parfois jugé comme ne coïncidant pas avec les attentes prioritaires des professionnels. A notre connaissance, la pertinence de la question posée par rapport aux attentes des apiculteurs n'a pas fait l'objet de critique à l'issue de la publication Henry et al. (2012a). Cela s'explique probablement par le fait que la question de l'impact des insecticides néonicotinoïdes sur le vol de retour à la ruche des butineuses a été posée par les apiculteurs eux-mêmes, suite à des dépopulations de ruches à proximité de cultures traitées. Cette hypothèse semblait d'autant plus évidente pour les apiculteurs que de précédents travaux avaient démontré que d'autres insecticides, de la famille des pyréthrinoïdes, pouvait désorienter les butineuses (Cox and Wilson, 1984; Vandame et al., 1995). Pourtant le sujet des effets des néonicotinoïdes a été l'objet durant plus de 15 ans de fortes tensions entre les apiculteurs, les scientifiques, les gestionnaires du risque et les services de l'état (van der Sluijs et al., 2013). Si sa pertinence vis-à-vis des besoins de connaissances n'a pas fait l'objet de controverses, l'étude Henry et al. (2012a) n'a pas été épargnée par des critiques concernant plusieurs points : les méthodes, les outils et la démarche employés, ou encore l'interprétation des résultats.

### 4.2.1. Pertinence de la dose expérimentale

Des critiques ont été formulées sur la méthode employée et en premier lieu le fait que la dose testée soit jugée irréaliste en comparaison avec les doses reçues par les butineuses en
conditions réelles (Guez, 2013a). Cependant, en considérant les scénarii d'exposition établis par l'EFSA (2012), cette dose appartient bien à la gamme des doses auxquelles on estime que les abeilles sont exposées dans leur activité quotidienne de butinage sur un colza traité (Tableau 4.1). Il est remarquable que les scénarii d'exposition utilisés contiennent une grande part d'incertitude puisqu'ils associent des données mesurées récemment (concentration en résidus dans le nectar) à des données issues de peu d'articles, souvent anciens, et qui présentent une forte amplitude : par exemple, le nombre d'heures de vol d'une butineuse par jour (de 4 à 10 h) (Ribbands, 1953; Winston, 1987).

<table><caption>Tableau 4.1 : Dose d'exposition prédite au thiaméthoxam d'une butineuse de nectar de colza traité avec Cruiser OSR® (EFSA, 2012). L'exposition prédite est inversement reliée à la teneur en sucre de nectar car plus un nectar est dilué, plus la butineuse devra en assimiler un volume important pour couvrir les besoins énergétiques du vol. Les scenarii intégrant la dose expérimentale de 1,34ng sont identifiés par un « * ».</caption><thead><tr><td>% en sucrès du nectar</td><td>Exposition horaire (ng par abeille et par heure de butinage)</td><td>Exposition journalière (ng par abeille et par jour de butinage)</td></tr></thead><tbody><tr><td>10%</td><td>0,368-0,552</td><td>1,472-5,888*</td></tr><tr><td>20%</td><td>0,184-0,276</td><td>0,736-2,944*</td></tr><tr><td>30%</td><td>0,123-0,184</td><td>0,491-1,963*</td></tr><tr><td>40%</td><td>0,092-0,138</td><td>0,368-1,472*</td></tr><tr><td>50%</td><td>0,074-0,110</td><td>0,294-1,178</td></tr><tr><td>60%</td><td>0,061-0,092</td><td>0,245-0,981</td></tr><tr><td>70%</td><td>0,053-0,079</td><td>0,210-0,841</td></tr><tr><td>80%</td><td>0,046-0,069</td><td>0,184-0,736</td></tr></tbody></table>

Une seconde critique sur le volet méthodologique concerne l'absence d'une gamme de doses testées. Cette limite implique que nous ne connaissons pas les effets d'une dose plus faible que celle employée. Pour dépasser cette limite de l'étude initiale qui employait en effet une seule dose de thiaméthoxam, un travail ultérieur a établi une relation dose-réponse sur le vol de retour à la ruche (Henry et al., 2014). Cinq doses comprises entre 0,42 et 2,39 ng par abeille ont été testées (quantifiées par analyse chimique). La dose expérimentale sans effet observé, quel que soit le contexte climatique et paysager, a été établie à 0,42 ng.

Nous avons par ailleurs montré que l'assimilation du volume de sirop contaminé par le polluant était incomplète au moment du relâcher de la butineuse (Fournier et al., 2014). Le protocole original prévoyait un temps d'assimilation post-exposition de 40 minutes avant que les butineuses ne soient relâchées. Or, des analyses de la dynamique d'assimilation du nectar stocké dans le jabot montrent qu'au bout de ces 40 minutes, la dose expérimentale n'est assimilée qu'à 42% (soit l'absorption de 8,4µl de solution sucrée sur les 20µl administrés initialement). Ainsi, la dose souhaitée par l'expérimentateur est probablement surestimée par rapport à la dose réellement assimilée par la butineuse dans nos expérimentations (par exemple, sur les 0,42 ng administrés par abeille, elle assimilerait seulement 0,17 ng avant son relâcher).

Le débat autour de l'adéquation entre les doses utilisées et les doses réelles rencontrées par l'abeille sur le terrain est quasi systématique lors des expérimentations en laboratoire : soit parce qu'il existe parfois peu de données nous informant de l'exposition des abeilles à la molécule testée dans leur environnement, soit parce que les scénarii d'exposition pour
convertir une quantité de molécules dans une quantité de nectar ou de pollen (concentration) en une quantité par abeille (dose) sont entachés d'une très forte incertitude (facteur cinq entre la dose minimale et maximale estimées). Cette conversion demande de savoir quel volume de nectar est assimilé par la butineuse pour ses besoins énergétiques, en particulier pour l'activité de vol. Ce volume dépend du taux de sucre du nectar consommé, ainsi que des conditions de température ambiante. Les connaissances sont trop faibles sur les besoins énergétiques et sur l'offre en sucres dans les nectars récoltés pour déterminer précisément la dose reçue par la butineuse en conditions réelles. C'est pourquoi dans le but de clore ce débat, une expérimentation en champ a été menée pour confirmer les effets du thiaméthoxam en exposant les abeilles au colza traité par la spécialité commerciale Cruiser OSR®, c'est-à-dire en reproduisant l'usage usuel du produit par les agriculteurs (Henry et al., 2015).

L'expérimentation grandeur nature a nécessité l'implantation d'un réseau d'une vingtaine de parcelles de colza traité au thiaméthoxam sur deux années consécutives (280ha au total) sélectionnées dans la ZAPVS. Nous avons enregistré la longévité de près de 7000 ouvrières marquées avec des tags RFID et vivant dans 17 colonies placées à différentes distances des parcelles de colza traitées, de quelques mètres à plus de 6 km. En employant ces conditions réelles d'exposition au champ, nous avons confirmé l'effet négatif des néonicotinoïdes sur la survie des ouvrières (Figure 4.4). Les suivis RFID ont mis en évidence un taux de surmortalité de 22% en conditions moyennes d'exposition aux cultures traitées, avec un effet deux fois plus marqué chez les butineuses expérimentées que chez les jeunes abeilles juste émergentes au moment de la floraison.

Par contre, il n'a pas été possible de distinguer l'effet dû à l'exposition au thiaméthoxam de celui dû à une contamination conjointe à l'imidaclopride. En effet, alors que nous voulions tester l'effet du thiaméthoxam, une contamination parallèle et inattendue à l'imidaclopride a été découverte dans la majorité (64%) des prélèvements de nectar de jabot destinés à valider le dispositif expérimental. Les quantités de résidus de thiaméthoxam retrouvées dans le nectar de colza étaient significativement corrélées à celles des résidus d'imidaclopride. Les concentrations résiduelles d'imidaclopride (0,1 à 1,0ppb) pouvaient même atteindre des niveaux susceptibles de générer des effets sublétaux délétères chez les abeilles (Prisco et al., 2013; Rondeau et al., 2014).

Les origines de cette contamination parallèle restent d'autant plus floues que cet insecticide était à ce moment autorisé uniquement sur des cultures non-entomophiles telles que le blé ou l'orge. En France, l'imidaclopride n'avait jamais été utilisé pour le traitement du colza, et son utilisation antérieure sur des cultures butinées avait été prohibée 10 à 15 ans avant l'étude – depuis 1999 pour le tournesol et 2004 pour le maïs (Maxim and van der Sluijs, 2007). Plusieurs hypothèses ont été proposées, incluant la contamination accidentelle des semences lors du processus d'enrobage, la contamination des sols et la remobilisation interannuelle au fil des successions culturales, ou encore un détournement des usages autorisés des produits.

Pour quantifier cette contamination environnementale, nous avons réalisé des prélèvements et analyses de nectar de colza à large échelle dans l'aire d'étude de la ZAPVS (Wintermantel et al., 2020). Au total, 291 parcelles de colza ont été échantillonnées entre 2014 et 2018. L'imidaclopride a été détecté chaque année, au total dans 48% des parcelles. Si 92% des échantillons positifs contenaient des concentrations inférieures à 1ppb, les concentrations maximales dépassaient dans quelques cas celles rapportées dans les parcelles traitées, allant jusqu'à 70ppb. En outre, la présence de l'imidaclopride était caractérisée par une forte variation interannuelle. En 2016, plus de 90% des parcelles échantillonnées étaient positives,
contre seulement 5% en 2015. Les concentrations de résidus dépendaient du type de sol et augmentaient avec les précipitations, mais ne semblaient pas directement liés à la proximité spatiale ou temporelle des cultures céréalières potentiellement traitées. Aucune conclusion claire n'a ainsi pu être apportée quant à l'identification d'éventuelles pratiques agricoles à l'origine de cette contamination.

<figure><img src="image_19.png" /></figure>

Figure 4.4. Estimation de la surmortalité due à l'exposition des butineuses à des cultures traitées au thiaméthoxam. Le niveau de surmortalité des abeilles dû à une surface moyenne de cultures traitées dans leur rayon de butinage n'est pas stationnaire, mais augmente régulièrement dans le temps. (a) Surmortalité pour une cohorte de 1638 abeilles marquées au stade butineuse avec des micropuces RFID. (b) Surmortalité due à l'exposition pour une cohorte de 5209 jeunes abeilles marquées juste après leur émergence. Les zones ombrées délimitent l'enveloppe de confiance à 95% de l'estimation de la surmortalité selon le modèle de Cox PH, exprimée en pourcentage de la mortalité de base. À des fins de comparaison, les lignes pointillées montrent l'effet d'exposition au champ qui serait trouvé dans l'hypothèse d'une surmortalité stationnaire. Tiré de Henry et al. (2015).
4.2.2. Des effets de l'insecticide variables selon le contexte

Toute démarche scientifique a pour objectif final de tirer des règles générales à une échelle plus large que celle employée dans son approche expérimentale. Pourtant, lorsqu'il étudie l'impact d'un pesticide sur l'abeille, l'expérimentateur tente d'annuler les autres facteurs de variabilité qui pourraient masquer ou brouiller les effets dus aux polluants (maladies, alimentation, climat...). Il s'agit souvent d'une étape de simplification nécessaire pour circonscrire la problématique. Mais le contexte expérimental dans lequel les effets des pesticides sont mesurés est alors souvent très éloigné de celui dans lequel vit l'abeille. Cette démarche de simplification s'applique également dans les tests mesurant la toxicité des pesticides avant leur mise sur le marché. Or, l'abeille au cours de sa vie va être confrontée à l'acarien Varroa (associé le plus souvent à des virus), à un climat plus ou moins favorable, à d'autres polluants, à une alimentation variable en quantité et en qualité, etc. Il est reconnu que les effets d'un pesticide sont modulés selon ces autres facteurs liés aux cocktails de polluants, aux bioagresseurs de l'abeille, à sa génétique, à son alimentation ou au climat (Poquet et al., 2016). C'est pourquoi à la suite de la publication Henry et al. (2012a), nous avons réalisé une série de travaux scientifiques pour étudier la modulation de l'effet du thiaméthoxam sur le vol de retour des butineuses selon trois facteurs contextuels qui nous semblaient cruciaux : le paysage, la météo et l'état de santé des abeilles.

Nous avons ainsi montré que, selon le contexte paysager ou météorologique, l'effet du pesticide varie significativement et peut être sous-estimé ou surestimé d'un facteur six. L'effet est d'autant plus marqué que la température ambiante est basse. En outre, plus le paysage est complexe, en présentant des haies et des lisières qui créent des obstacles pour la navigation, plus l'effet du néonicotinoïde sur le vol de retour des butineuses est élevé (Henry et al., 2014). Le taux de disparition lié à l'insecticide est ainsi modulé par l'environnement paysager, atteignant 35 % dans les paysages bocagers contre 18 % dans les paysages ouverts, caractéristiques des plaines céréalières. Ces variations ont pu être modélisées, de façon à produire une cartographie spatiale et temporelle du risque d'échec de retour à la ruche des butineuses exposées (Figure 4.5).

Nous avons plus récemment étudié la modulation des effets du thiaméthoxam sur le retour à la ruche des butineuses en fonction de l'état sanitaire de la colonie, et en particulier en fonction de la pression liée à l'acarien Varroa et aux virus associés à ce parasite (Monchanin et al., 2019). Pour cela, nous avons mesuré les effets de l'insecticide à trois doses sublétales (0,11, 0,33 et 1 ng/abeille) chez des butineuses provenant de colonies présentant un gradient d'infestation en Varroa. L'effet délétère sur le succès de retour à la ruche du thiaméthoxam appliqué à la plus forte dose a été d'autant plus marqué que la colonie fût infestée avec Varroa.
<figure><img src="image_20.png" /><figcaption>Figure 4.5. Modélisation des courbes dose-réponse du risque d'échec du retour à la ruche des butineuses exposées au thiaméthoxam, mettant en évidence les influences de la température ambiante et de la complexité paysagère (densité des repères visuels de type haies et lisières forestières). Tiré de Henry et al. (2014).</figcaption></figure>

### 4.2.3. Impact de l'échec du retour à la ruche sur la dynamique de colonie

L'un des principaux verrous des recherches en toxicologie appliquée aux abeilles réside dans la difficulté à transposer les effets délétères mesurés à l'échelle individuelle vers l'échelle de la colonie dans son ensemble. En effet, la colonie est composée de plusieurs dizaines de milliers d'individus, ayant chacun des trajectoires alimentaires différentes, et l'ensemble étant régulé par des mécanismes démographiques adaptatifs conférant à la colonie une certaine résilience face aux événements de surmortalité. En outre, expérimenter à l'échelle des colonies, en plein champ et sans contrôle des aléas environnementaux, peut rapidement nécessiter un effort d'échantillonnage prohibitif. Nous avons abordé la question de l'effet des néonicotinoïdes sur les colonies par deux approches complémentaires : d'une part suivant une approche théorique de modélisation démographique (Henry et al., 2012a) et d'autre part suivant une approche empirique de terrain (Henry et al., 2015).

L'approche théorique a l'avantage de proposer une évaluation rapide des répercussions possibles pour la colonie d'une surmortalité mesurée à l'échelle des individus, en offrant une base de comparaison avec des taux de mortalité naturelle. Elle est cependant exposée à des critiques sur le réalisme et l'incertitude du modèle utilisé. La publication Henry et al. (2012a) fut pionnière dans l'exercice d'implémenter un paramètre empirique de surmortalité individuelle dans un modèle théorique de dynamique de colonie afin de transposer l'échelle individuelle à l'échelle de la colonie (Figure 4.3). Dans leur commentaire critique à l'encontre de notre étude, Cresswell et Thompson (2012) ont mis en doute un paramètre du modèle mathématique qui exprime la modulation du taux de croissance de la population d'abeilles en fonction de sa taille. D'après ces auteurs, le taux de croissance a été sous-évalué dans notre calcul et ne reflèterait pas la dynamique démographique que connaissent les colonies lors de la floraison du colza en début de saison. Mais leur critique reposait sur de faibles références puisqu'elle s'appuyait sur une étude observant uniquement 3 colonies et qui ne précise pas si ces colonies ont bénéficié de colzas en fleurs (Winston et al., 1981). Pour vérifier la valeur de l'estimateur mathématique utilisé, nous avons analysé le développement de 208 colonies de
l'observatoire ECOBEE (Odoux et al., 2014), dans la Zone Atelier Plaine et Val de Sèvre, au moment de la floraison du colza (Chapitre 3, Figure 3.1). Avec cette démarche, nous avons démontré dans notre réponse aux auteurs que la valeur du paramètre établie dans le modèle était bien comprise dans la gamme des valeurs mesurées sur le terrain (Henry et al., 2012b).

Dans un autre ordre d'idées, un débat s'est poursuivi sur la façon la plus appropriée d'implémenter le facteur de surmortalité dans le modèle théorique de dynamique de colonie (Guez, 2013a; Henry and Decourtye, 2013). La formule originale utilise une mesure du taux de disparition des abeilles contaminées rapporté au taux de survie théorique donné par le succès de retour du groupe témoin. Ce rapport permet de s'affranchir des effets combinés de la mortalité naturelle et de la mortalité liée au stress de la manipulation (Henry et al., 2012a). Des tentatives de reformulation de ce facteur de surmortalité ont été proposées (Guez, 2013b), sur la base d'un rapport entre taux de mortalité du groupe contaminé et taux de mortalité du groupe témoin. Or, cette formulation ne reflète en aucun cas un taux de mortalité borné dans l'intervalle [0 ; 1], mais un ratio qui tend vers l'infini lorsque la mortalité du groupe témoins tend vers 0. Cette traduction erronée du facteur de surmortalité lié à l'exposition aux pesticides pourrait aboutir à des biais majeurs dans les projections démographiques (Henry, 2013). Des améliorations sensibles peuvent néanmoins être intégrées à la formule originale du facteur de surmortalité, en ajoutant une marge d'incertitude liée à la mortalité naturelle (Henry, 2013).

Les approches empiriques de suivi de colonies sur le terrain ne sont pas soumises à l'incertitude des approches théoriques de modélisation, mais requièrent un effort d'échantillonnage colossal eut égard à la variabilité naturelle des systèmes étudiés. Malgré les effets mesurés sur des cohortes d'ouvrières, notre étude grandeur nature réalisée sur 17 colonies exposées à un gradient de parcelles de colza traité par Cruiser OSR® (Henry et al., 2015) ne confirme pas les prédictions théoriques de « décrochage démographique » de la Figure 4.3 (Henry et al., 2012a). La décroissance de la population sous l'effet de l'exposition qui avait été prédite par le calcul n'a pas été retrouvée dans les observations de terrain. Précédemment, Pilling et al. (2013) avaient déjà conclu en une absence d'effet de cultures traitées avec le thiaméthoxam sur le développement et la production en miel des colonies. Cependant, leurs conclusions restaient invalides scientifiquement car aucune analyse statistique ne testait la comparaison entre le devenir des colonies exposées et les autres (Godfray et al., 2014). Notre étude porte également des limites. Il faut en effet préciser que le dispositif expérimental n'avait pas été construit pour tester l'hypothèse d'un impact sur le développement des colonies, mais sur les traits de vie des ouvrières. Nous avons montré par une analyse de puissance statistique que le faible nombre de colonies expérimentales – seulement 9 des 17 colonies présentaient une surface semée de colza traité dans leur rayon de butinage de 2 km – nous aurait permis de détecter au mieux une dépopulation massive et rapide de l'ordre de -50%, correspondant aux pires scénarii simulés par le modèle mathématique de Henry et al. (2012a), mais pas un affaiblissement plus subtil.

Comment imaginer que le taux de mortalité des ouvrières puisse être accru jusqu'à 22 %, comme cela a été mesuré en champ sous l'effet des insecticides (Henry et al., 2015), sans qu'il y ait de répercussions sur la taille de la population ? Un résultat nous laisse penser que la perte des butineuses a déclenché un phénomène de régulation dans les colonies exposées : l'apparition plus tardive des mâles. En effet, dans les colonies proches des parcelles traitées, la période d'élevage des mâles (faux-bourdons) a été retardée après la floraison du colza. Ce retard dans l'émergence des reproducteurs mâles serait le résultat visible d'un phénomène
caché de régulation démographique, fruit d'un compromis entre croissance et reproduction. Selon cette hypothèse, la colonie perdant une part de ses butineuses sous la pression des insecticides (Figure 4.4) doit remplacer ses « forces vives » assurant l'approvisionnement en alimentation et doit donc reporter à plus tard sa production de reproducteurs. L'investissement pour l'avenir de la colonie que représente la ponte de la reine serait aiguillé vers la production d'individus asexués (ouvrières) ou sexués (mâles) selon la proportion de butineuses présentes. En levant le voile sur la complexité des mécanismes et interactions écologiques mis en jeu, ces résultats soulignent la difficulté d'évaluer précisément les risques encourus par les abeilles en situation réelle d'exposition aux traitements phytosanitaires.

### 4.3. Les mécanismes expliquant les effets du thiaméthoxam sur le vol de retour

L'hypothèse d'une simple altération de la motricité chez les individus exposés peut être invoquée pour expliquer l'échec du retour à la ruche. Des tests de locomotion marchée, réalisés plus récemment dans notre laboratoire au moyen d'enregistrements automatisés du comportement en microcosme (Figure 4.6), ont montré une réduction de 58% de la motricité chez des jeunes abeilles traitées par des expositions topiques sublétales de thiaméthoxam (Charreton et al., 2015). Néanmoins, l'hypothèse d'une altération cognitive ne peut être écartée, et pourrait même agir en interaction avec une altération de la motricité.

<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>Figure 4.6. Réduction de l'activité locomotrice de marche des abeilles après une exposition topique à une dose sublétale de thiaméthoxam. La locomotion des individus dans une arène fermée de 900 cm² est enregistrée automatiquement grâce à un système de captation vidéo et d'analyse d'image. Tiré de Charreton et al. (2015).</figcaption></figure>

En raison de leur puissante action neurotoxique, les néonicotinoïdes peuvent altérer le fonctionnement du système nerveux central des insectes et altérer leurs capacités cognitives (Palmer et al., 2013). Ces insecticides agissent au niveau de centres supérieurs du cerveau de l'abeille, qui intègrent des informations visuelles ainsi qu'une grande part de l'information olfactive et gustative, pour être le siège de la mémorisation à long terme. Après son exposition à l'insecticide, même à de faibles doses, la butineuse se trouverait dans l'incapacité de mobiliser les informations qu'elle a précédemment apprises et qui lui permettraient de retrouver le chemin du retour. Plus précisément, sa capacité à s'orienter grâce à la lecture des repères visuels que constituent les éléments du paysage (haies, chemins, routes...) est altérée. La navigation de la butineuse en vol dépend, dans un premier temps, de sa capacité à apprendre la position de la ruche par rapport à la course du soleil dans le ciel et à des repères
fixes du paysage lors de ses premiers vols d'orientation. Lors de ses premières sorties de la
ruche, la prospection des environs va permettre à l'ouvrière de localiser sa ruche dans
l'environnement. Puis dans un second temps, lorsque qu'elle deviendra butineuse, elle devra
remobiliser les informations mémorisées dans son système nerveux central pour « lire » le
paysage comme une carte la menant à sa ruche. Le vol de retour à la ruche se décompose en
deux étapes : d'abord un « vol vecteur », consistant en un long déplacement rectiligne dans
la direction estimée de la ruche pour retrouver l'environnement familier, puis un « vol de
recherche » pour retrouver visuellement la ruche en s'aidant des repères visuels avoisinants.
Des études plus récentes (Fischer et al., 2014; Tison et al., 2016) montrent que par son action
neuronale au niveau d'une partie du cerveau de l'abeille – les corps pédonculés, qui sont le
siège de la mémorisation à long terme, l'équivalent de l'hippocampe chez les mammifères –
l'insecticide affecterait le processus cognitif de rappel de l'information précédemment
apprise, notamment pendant la phase du « vol de recherche ». Cette inhibition de la capacité
à remobiliser la mémoire spatiale expliquerait que les effets du thiaméthoxam sur le vol de
retour à la ruche aient été aggravés dans des paysages présentant un réseau plus dense de
haies et de lisières (Henry et al., 2014). Sous l'effet neurotoxique de l'insecticide, les
butineuses se retrouveraient dans l'incapacité de déchiffrer la carte complexe du paysage
qui les mène à leur ruche. Un réseau bocager dense deviendrait alors un véritable labyrinthe
pour ces abeilles, devenues moins aptes à reconnaître leurs repères visuels.

4.4. Conclusions : impacts sur la politique publique

Face aux risques de contamination des abeilles par les pesticides, les procédures d'homologation de pesticides imposent aux fabricants de s'assurer du caractère non létal des doses que les abeilles pourraient rencontrer dans leur environnement. Cependant, les études récentes montrent que, bien que n'entrainant pas la mort des individus contaminés, les faibles doses peuvent engendrer des effets indésirables. Nos études illustrent cela puisqu'elles montrent qu'une exposition des abeilles butineuses à un insecticide néonicotinoïde peut affecter leur survie, même à des doses faibles et qui peuvent être retrouvées dans l'environnement de la ruche. Nous pensons que cette surmortalité significative chez les ouvrières a le potentiel de déstabiliser le développement normal de la colonie, et de la rendre vulnérable aux autres facteurs de stress que sont les pathogènes ou les variations de la disponibilité des ressources florales naturelles.

Le délai entre les premiers travaux scientifiques sur l'effet de faibles doses des néonicotinoïdes sur l'orientation des butineuses et leur impact final sur la politique publique a été de 14 ans. La question a été posée par des apiculteurs à la fin des années 90. La mise au point de la technologie RFID sur l'abeille domestique a débuté en 2006 et notre publication prouvant l'effet est parue fin mars 2012. Fin juillet 2012, le ministre chargé de l'agriculture, S. Le Foll, signait l'arrêté relatif à l'interdiction d'utilisation et de mise sur le marché du pesticide Cruiser OSR®. L'analyse des impacts de la recherche publique agronomique a établi un délai moyen entre les premiers travaux scientifiques sur un sujet et son impact chez les acteurs socio-économiques de 19,4 ans (Colinet et al., 2014). Cette analyse, s'appuyant sur 30 cas de recherche, souligne le délai exceptionnellement court (4 mois) entre la production du produit final de la recherche, ici la démonstration par la publication de Henry et al. (2012a), et la génération d'un impact politique. Outre la décision du ministre, l'étude a eu un autre impact sur la politique réglementaire au niveau européen puisqu'elle a largement participé à la
remise en question des procédures d'évaluation des pesticides avant leur mise sur le marché (Decourtye et al., 2013; EFSA, 2015).

La méthode du « vol de retour » (Figure 4.1) est désormais inscrite dans les méthodes standardisées de l'OCDE pour guider l'évaluation des risques toxicologiques liés aux produits phytosanitaires (OECD, 2021a, 2021b). Cette validation a été pilotée par l'ITSAP-Institut de l'abeille (Fourrier et al., 2016) qui a coordonné un test circulaire où une dizaine de laboratoires européens ont jaugé la reproductibilité de la méthode (Figure 4.7).

A l'issue de cette « épopée » qui a marqué l'activité de l'UMT PrADE, Decourtye et al. (2017) estiment que la décision d'interdiction du Cruiser OSR® a également été un sujet de controverse qui, contrairement à celles précédemment citées, ne porte pas sur des points méthodologiques ou interprétatifs, et ne constitue pas uniquement un débat entre spécialistes. Face à cette décision réglementaire, comme face à toutes celles visant la protection des abeilles et de l'apiculture, on lui oppose souvent l'argument qu'elle réduit la durabilité économique des systèmes agricoles reposant sur les productions végétales. Les cultivateurs ne bénéficiant plus de moyens de lutte efficace contre les ravageurs de leurs cultures, les rendements peuvent subir une décroissance. Pourtant, il est reconnu que les abeilles apportent un service de pollinisation aux cultures associé à des bénéfices économiques : leur disparition se traduirait par une perte de 10 % de la valeur de la production agricole dans l'Union Européenne (Gallai et al., 2009). Une certaine logique voudrait qu'en protégeant les abeilles, on protège ce service et ses bénéfices économiques. Comment alors expliquer cette opposition d'enjeux entre protéger les cultures et protéger la pollinisation ?

> « Force est de constater qu'il nous faut prendre en compte des arguments emprunts d'une dimension émotionnelle ou culturelle. Ce constat implique de construire de nouvelles approches issues des sciences humaines et sociales. » (Decourtye et al., 2017).
<figure><img src="image_22.png" /></figure>

Figure 4.7. Illustration de la reproductibilité de la méthode du « vol de retour » pour évaluer la dose d'exposition sans effet (NOEL – No observed effect level) sur le vol de retour, à travers un test circulaire impliquant plusieurs laboratoires européens indépendants (OECD, 2021b). Ces restitutions des tests de vol de retour sont analogues à l'étude originale (Figure 4.2). Dans tous les cas, on observe un décrochement de la probabilité de succès de retour entre le groupe contrôle (bleu) et les groupes exposés aux plus fortes doses (1 et 1,5ng, respectivement en rose et rouge).
## 5. Synthèse : des modèles mécanistes pour lier approvisionnement et résilience des colonies d'abeilles domestiques

Ce chapitre propose une vision intégrée des stress nutritionnels et toxicologiques objectivés dans les chapitres précédents. Les enjeux de ces deux dimensions de l'écologie de l'approvisionnement – utilisation et contamination des ressources florales – sont analysés conjointement à travers une approche de modélisation de la résilience des colonies d'abeilles domestiques.

> Les modèles mécanistes peuvent être utilisés pour décrypter les processus menant à l'effondrement de colonies soumises à plusieurs stress simultanés, évaluer *ex-ante* la capacité de résilience des colonies face à ces stress, ou estimer l'efficacité théorique de mesures de mitigation.
> 
> Un cas d'étude : la perturbation du butinage par le Frelon asiatique.

* Henry, M., Becher, M.A., Osborne, J.L., Kennedy, P.J., Aupinel, P., Bretagnolle, V., Brun, F., Grimm, V., Horn, J., Requier, F., 2017. Predictive systems models can help elucidate bee declines driven by multiple combined stressors. Apidologie 48, 328-339. https://doi.org/10.1007/s13592-016-0476-0

* Requier, F., Rome, Q., Chiron, G., Decante, D., Marion, S., Menard, M., Muller, F., Villemant, C., **Henry, M.**, 2018. Predation of the invasive Asian hornet affects foraging activity and survival probability of honey bees in Western Europe. J. Pest Sci. https://doi.org/10.1007/s10340-018-1063-0

* Requier, F., Rome, Q., Villemant, C., **Henry, M.**, 2020. A biodiversity-friendly method to mitigate the invasive Asian hornet's impact on European honey bees. J. Pest Sci. 93, 1-9. https://doi.org/10.1007/s10340-019-01159-9

### 5.1. Introduction : les processus multifactoriels d'affaiblissement des colonies d'abeilles domestiques

Les phénomènes de déclin des pollinisateurs et de surmortalité des colonies d'abeilles domestiques sont perçus comme la résultante d'un ensemble de menaces multiples agissant en interaction et en synergie, et qu'il est donc complexe de démêler expérimentalement (Goulson et al., 2015; Potts et al., 2010).

Le fait que des facteurs de stress toxicologiques ou pathologiques voient leurs effets généralement exacerbés lorsqu'ils sont combinés est maintenant bien documenté dans la littérature scientifique sur les abeilles. Des phénomènes de surmortalité des individus ont été mis en évidence de manière empirique principalement en testant expérimentalement des interactions doubles de facteurs de stress telles que : parasites × agents pathogènes (Nazzi et al., 2012; Retschnig et al., 2014), carences alimentaires × agents pathogènes (Di Pasquale et al., 2013), pesticides × agents pathogènes (Alaux et al., 2010a; Aufauvre et al., 2012; Collison et al., 2015; Doublet et al., 2015; Fauser-Misslin et al., 2014), pesticides × pesticides (Gill et al., 2012; Henry et al., 2015; Johnson et al., 2013; Vidau et al., 2011), ou encore pesticides × contexte météorologique ou paysager (Henry et al., 2014; Park et al., 2015). Cependant, le nombre de combinaisons possibles augmente de façon exponentielle à mesure que l'on souhaite associer des facteurs de stress additionnels. Les approches traditionnelles *in vitro* et *in vivo* ne permettent pas de tester expérimentalement l'ensemble des combinaisons possibles.

Nous avons souhaité évaluer dans quelles mesures le recours à la modélisation mécaniste, en particulier les modèles prédictifs de systèmes (Evans et al., 2013; Stillman et al., 2015), pourrait révéler les processus complexes d'interactions multiples de stress, et ainsi assister les
apidologues dans la compréhension des mécanismes complexes liés à l'affaiblissement et la surmortalité des colonies d'abeilles domestiques. Le domaine de la modélisation mécaniste en écologie a mûri au cours de la dernière décennie et a conduit à des modèles plus prédictifs et plus flexibles, qui sont de plus en plus utilisés pour résoudre un large éventail de problèmes appliqués (Stillman et al., 2015).

## 5.2. Révéler in silico l'effet aggravant des combinaisons de stress

Cette approche in silico semble en particulier bien adaptée à l'étude de la dynamique des colonies d'abeilles domestiques (Barron, 2015). Divers modèles mécanistes ont été conçus pour simuler des populations d'abeilles, et en particulier des colonies d'abeilles domestiques (Becher et al., 2014, 2010; Khoury et al., 2013, 2011; Schmickl and Crailsheim, 2007; Torres et al., 2015), des colonies de bourdons (Becher et al., 2018; Bryden et al., 2013), ou les populations d'abeilles solitaires (Everaars and Dormann, 2014). Comme illustré dans le Chapitre 4, ces modèles peuvent être utilisés pour identifier des « points de basculement » théoriques associés à des stress spécifiques dont les effets ont été calibrés expérimentalement (Henry et al., 2012a; Horn et al., 2016; Perry et al., 2015; Rumkee et al., 2015). Les points de basculement font ici référence aux niveaux de stress au-delà desquels une petite variation se traduit par une altération majeure de la capacité de résilience de l'ensemble du système (Figure 5.1). Nous avons éprouvé cette approche dans la problématique du vol de retour des butineuses désorientées par les néonicotinoïdes, en utilisant la version originale du modèle démographique de Khoury et al. (2011). Par la suite, un modèle de dynamique de colonie plus complet, nommé BEEHAVE, a été développé par une équipe britannique (Becher et al., 2014). BEEHAVE est un modèle stochastique, intégrant (i) un module démographique pour simuler l'évolution des différentes castes et classes d'âge, (ii) un module d'approvisionnement simulant l'utilisation individu-centrée des ressources florales par les butineuses, (iii) un module sanitaire simulant l'effet délétère de l'acarien *Varroa* sur la survie du couvain, ainsi que des virus qu'il contribue à propager (virus des ailes déformées DWV, virus de la paralysie aigüe ABPV). BEEHAVE a ouvert la voie à des simulations plus complètes et plus réalistes de l'évolution des colonies dans un contexte sanitaire et environnemental.

En collaborant avec les concepteurs du modèle BEEHAVE (Henry et al., 2017), nous avons testé si des points de basculement démographique peuvent être identifiés en simulant des stress sur des traits importants de la colonie pris séparément : une surmortalité des butineuses, une surmortalité des larves, l'infestation par *Varroa*, une réduction de l'activité de butinage. Dans un second temps, nous avons vérifié si la combinaison multiple de ces stress accélère l'apparition du point de basculement, comme le prédisent les hypothèses actuelles sur la nature multifactorielle de l'affaiblissement des colonies d'abeilles.

Chacun de ces quatre paramètres clé des colonies sont potentiellement associés à un point de basculement lorsqu'on simule leur altération progressive, depuis leur valeur par défaut identifiée en littérature jusqu'à des valeurs extrêmes (Figure 5.2). Pour chacun de ces paramètres, le risque d'effondrement de la colonie a été modélisé par une fonction logistique, laquelle permet de définir un point de basculement spécifique. A titre d'exemple, la colonie approche de son point de basculement démographique en augmentant le taux de mortalité larvaire journalier de 0,01 (par défaut) à 0,06, ou encore en augmentant le taux de mortalité des butineuses par unité de temps de butinage de 1 (par défaut) à 1.42.
En simulant des scenarii de combinaisons de stress multiples sur les colonies, alliant plusieurs stress paramétrés à leur point de basculement spécifique, les analyses illustrent parfaitement l'hypothèse multifactorielle (Figure 5.3). **Pris isolément, les facteurs de stress à leurs niveaux de point de basculement ne précipitent pas l'effondrement des colonies. Cependant, les combinaisons doubles ont été associées à des risques d'effondrement significativement plus élevées** (10% à 90 %, Figure 5.3), confirmant la capacité du modèle à identifier des effets combinés démultipliant les effets des stress pris séparément. Avec trois stress combinés ou plus, l'effondrement est presque inévitablement atteint (>95 %, Figure 4). Cette analyse démontre que l'altération simultanée de quelques paramètres démographiques et sanitaires clé des colonies d'abeilles peut donner lieu à une large gamme de trajectoires d'effondrement.

Cette analyse prospective illustre la complexité des mécanismes en jeu derrière les phénomènes d'affaiblissements des colonies d'abeilles domestiques. **Les modèles mécanistes ont le potentiel de révéler des combinaisons critiques de stress multiples. Ils peuvent ainsi guider les apidologues dans la priorisation de leurs hypothèses de terrain, ainsi que dans le design de protocoles de biosurveillance et de suivi à long terme des colonies d'abeilles, de façon à identifier les facteurs de stress les plus influents en plein champs.** Une étape importante doit encore être franchie : définir des gammes réalistes de niveaux de stress à utiliser pour les simulations, de façon à garantir une approche *in silico* la plus pertinente possible. Nos travaux de recherche présentés dans les chapitres précédents ont justement contribué à documenter ces gammes réalistes, notamment concernant l'effet des restrictions et carences alimentaires (Chapitre 3) ou encore l'effet de l'exposition des butineuses à des pesticides (Chapitre 4).

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 5.1. Les modèles mécanistes peuvent être utilisés pour étudier les points de basculement dans les systèmes biologiques soumis à des stress environnementaux. Les points de basculement désignent les niveaux de stress critiques au-delà desquels une légère augmentation se traduit par un changement brutal de l'état de l'ensemble du système, par exemple, une augmentation majeure de la probabilité d'effondrement démographique de la colonie chez les abeilles domestiques. Tiré de Henry et al. (2017).</figcaption></figure>
<figure><img src="image_24.png" /></figure>

Figure 5.2. Évaluation des points de basculement associés à quatre traits fondamentaux de la colonie : une surmortalité des butineuses, une surmortalité des larves, l'infestation par le varroa, une réduction de l'activité de butinage. La probabilité d'atteindre un état d'effondrement des colonies augmente considérablement au-delà d'une valeur de stress critique appelée points de basculement (ligne verticale). Les points et les barres représentent la moyenne ± l'écart-type de l'occurrence d'un effondrement pour 10 simulations de colonies virtuelles. Les tendances sont représentées par un modèle logistique et son enveloppe de confiance à 95% (zone grisée). Tiré de Henry et al. (2017)

Figure 5.3. Comparaison de scénarii de stress combinés. Pour chacune des 16 combinaisons possibles des 4 facteurs de stress simulés à leur point de basculement (panneau de gauche), le risque d'atteindre une situation d'effondrement (±SD) est indiqué sous forme de probabilité (panneau de droite). Les valeurs de probabilité identifiées par des lettres distinctes sont significativement différentes les unes des autres (tests binomiaux a posteriori entre les scénarios de stress combinés). Tiré de Henry et al. (2017)

<figure><img src="image_25.png" /></figure>
### 5.3. Une application des modèles mécanistes : l'effet du Frelon asiatique sur la paralysie du butinage

Une application très concrète des modèles mécanistes de dynamique des colonies est proposée ici, à travers la description de deux études prospectives de la perturbation de l'activité d'approvisionnement des abeilles par le Frelon asiatique invasif *Vespa velutina* (Requier et al., 2020, 2018). Dans la première étude (Requier et al., 2018), nous avons utilisé le modèle BEEHAVE pour démontrer par quels processus la perturbation de l'approvisionnement des abeilles par les frelons en automne peut engendrer un déséquilibre alimentaire des colonies et une surmortalité hivernale. Dans la seconde étude (Requier et al., 2020), nous avons de nouveau mis à profit BEEHAVE pour évaluer l'effectivité d'une méthode simple de contrôle du frelon.

Introduit en France il y a plus de douze ans en provenance de Chine, le frelon asiatique *Vespa velutina* s'attaque aux butineuses de retour à l'entrée des ruches et constitue une préoccupation majeure pour les apiculteurs d'Europe occidentale. La prédation par le frelon asiatique est suspectée d'affaiblir les colonies d'abeilles domestiques avant la période hivernale, soit par le taux de prédation des butineuses à l'entrée de la ruche, soit par la réaction de paralysie du butinage engendré par le réflexe de protection des gardiennes. Ces deux paramètres ont été mesurés empiriquement à l'entrée de ruches, soumises à des pressions de prédation allant de 0 à 20 frelons en vol stationnaire de chasse (Requier et al., 2018). Les observations montrent que l'augmentation du nombre de frelons diminue drastiquement l'activité de butinage des colonies, et qu'en situation de faible activité de butinage, le taux de prédation individuel des butineuses est exacerbé (Figure 5.4). En implémentant ces paramètres empiriques dans le modèle mécaniste BEEHAVE (Figure 5.5), cette étude a mis en évidence deux principaux mécanismes d'effondrement des colonies d'abeilles domestiques soumises à l'action du frelon. **A faible abondance de frelons, les colonies préalablement affaiblies démographiquement risquent de voir la taille de leur population passer sous un seuil de résilience au cours de l'hiver. A forte abondance de frelons, une paralysie du butinage se met en place, engendrant un risque d'effondrement hivernal en raison d'une mise en réserve déficitaire de miel.**

Dans la seconde étude (Requier et al., 2020), une approche analogue a été utilisée pour estimer l'efficacité des « muselières », des dispositifs grillagés placés à l'entrée des colonies pour éloigner l'activité des frelons. Sur la base d'observations empiriques, les muselières ne réduisent pas dans l'absolu le taux de prédation des butineuses, mais réduisent drastiquement le comportement de paralysie de butinage. Les simulations de colonies prédisent que les muselières pourraient théoriquement augmenter de 51% la probabilité de survie des colonies soumises à une forte pression des frelons. Cet exemple illustre la pertinence des modèles mécanistes de colonies comme outil ex-ante d'évaluation des risques à l'échelle des colonies et des bienfaits des mesures de protection.
<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 5.4. Observations (A) de l'effet de l'abondance des frelons asiatiques à l'entrée des ruches sur la diminution de l'activité d'approvisionnement des colonies (paralysie de butinage) et (B) conséquence de la diminution de l'activité des abeilles sur le taux de prédation des butineuses par les frelons. Ces relations sont implémentées dans des simulations démographiques de survie hivernale des colonies en utilisant le modèle BEEHAVE (Requier et al., 2018).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 5.5. Exemple de simulations démographiques par le modèle BEEHAVE de colonies soumises à une pression du frelon asiatique en phase de préparation à l'hiver. Des effondrements sont observés (en rouge), soit en raison de quantités insuffisantes de réserves de miel, soit en raison de la diminution de la taille de population sous un seuil minimal de résilience (Requier et al., 2018).</figcaption></figure>

## 5.4. Le rôle des modèles mécanistes pour identifier des indicateurs précoces d'affaiblissement des colonies

Les exemples précédents de simulation de combinaisons de stress et de mesures de mitigation ont souligné la pertinence d'anticiper dans le temps les évolutions démographiques des colonies. En effet, l'effondrement d'une colonie peut être la résultante d'une combinaison de stress déclenchés plusieurs semaines auparavant, voire plusieurs mois. Nous avons utilisé le
modèle BEEHAVE pour tenter d'identifier des indicateurs précoces de l'état des colonies susceptibles de révéler des processus d'affaiblissements en cours. Cette synthèse analytique fera l'objet d'une publication future.

On peut distinguer différents types d'indicateurs précoces : des indicateurs démographiques et des indicateurs de traits individuels (Zacepins et al., 2015). Les indicateurs démographiques sont calculés à l'échelle de la colonie, tels que la taille de la population (quantité d'abeilles), la taille et la forme du couvain et la quantité de miel présente dans la ruche (Rumkee et al., 2015). Les indicateurs de traits individuels sont obtenus par des mesures effectuées sur une partie des individus de la colonie. Par exemple, l'âge des butineuses, l'activité journalière de vol ou l'espérance de vie. L'étude de ce type d'indicateur se base sur l'hypothèse d'une perturbation de la structure d'âge de la colonie soumise à un stress. En effet, lorsqu'une colonie est soumise à un stress qui provoque une surmortalité des butineuses, les jeunes ouvrières dédiées aux tâches internes à la ruche (nettoyage, soin aux larves) deviennent à leur tour butineuses plus précocement. Cette maturation comportementale précoce a pour but de compenser les pertes des butineuses ou d'augmenter les réserves stockées dans la ruche. Cependant, ceci a un coût pour la colonie, les butineuses précoces étant moins efficaces et présentant une espérance de vie raccourcie (Perry et al., 2015). Ces paramètres de rétroaction comportementale sont bien documentés et mis en équation dans la structure du modèle BEEHAVE. L'objectif des simulations était précisément d'estimer dans quelles mesures ces indicateurs de traits d'histoire de vie individuels seraient suffisamment saillants – et plus précis que des indicateurs démographiques – pour détecter un processus d'affaiblissement en cours d'une colonie.

Plusieurs indicateurs potentiels pourraient également être combinés pour optimiser la détection d'un risque futur d'affaiblissement des colonies. Ces combinaisons se basent sur des phénomènes de compromis d'allocation en réponse à un stress (Schmickl and Crailsheim, 2002). La colonie peut adopter deux stratégies distinctes face à un stress : un investissement dans le couvain afin de favoriser la croissance démographique de la colonie, ou bien un investissement dans la récolte de ressources afin d'accroître les tailles de population (Wharton et al., 2007). C'est par exemple ce qui a pu être observé dans notre exposition expérimentale de colonies à des cultures de colza traitées (Chapitre 4) : les colonies les plus exposées, caractérisées par une surmortalité des butineuses, ont retardé la production d'individus sexués (couvain mâle) au profit de la production de d'individus asexués (ouvrières) (Henry et al., 2015). En outre, dans un contexte d'apiculture, il faut rappeler que l'espace du nid est limité par la taille de la ruche, engendrant un compromis d'allocation de l'espace – par exemple entre couvain et réserves (Requier et al., 2017).

Pour évaluer le pouvoir prédictif et la portée temporelle de ces indicateurs potentiels d'affaiblissements, nous avons généré 10 000 trajectoires de colonies virtuelles soumises à des combinaisons de stress aléatoires et variant dans des gammes d'intensité réalistes relevées en littérature. Le modèle BEEHAVE a été paramétré de façon à représenter des colonies typiques du système de grandes cultures décrit par le dispositif ECOBEE, avec en particulier : une taille de population initiale définie dans l'intervalle des observations ECOBEE en début de saison (Chapitre 3, Figure 3.1), des caractéristiques météorologiques reprenant les données d'une station météo locale, ou encore une phénologie des grandes cultures basées sur les données agronomiques locales. Les stress ont été simulés soit « explicitement » car spécifiquement pris en compte dans l'architecture du modèle BEEHAVE (par exemple disette alimentaire, charge en *Varroa* et en virus associés), soit « implicitement » en
reproduisant les effets qu'ils induisent sur des paramètres démographiques ou comportementaux (par exemple, les stress toxicologiques implémentés en amplifiant les taux de mortalités de certains stades de développement individuels ou en réduisant l'efficacité des butineuses, Figure 5.6). Afin de couvrir l'étendue des effets en cascade déportés dans le temps, les colonies virtuelles ont été simulées sur une période de près d'un an et demi, soit une saison apicole complète suivie d'une période d'hivernage et de la reprise printanière à la saison suivante.

Trois catégories de stress alimentaires ont été implémentées : (i) la disette alimentaire du printemps (Chapitre 3) a été explicitement simulée en faisant varier la quantité des ressources florales disponibles selon la phénologie locale des principales espèces butinées (Requier et al., 2017) ; (ii) la malnutrition liée à une carence protéique en période de floraison du maïs (Chapitre 3) a été implicitement simulée en faisant varier les paramètres de survie des différents stades larvaires, le nombre d'œufs pondus et le soin des larves par les ouvrières (Requier et al., 2015) ; (iii) finalement, une perturbation du butinage par le frelon asiatique en période de pré-hivernage a été implicitement simulée en faisant varier le paramètre de mortalité des butineuses et leur efficacité de butinage comme indiqué au Chapitre 5 (Requier et al., 2018). Finalement, les stress toxicologiques liés à la contamination alimentaire par des pesticides pendant les alternances de floraisons de colza et de tournesol ont été implicitement simulés via des facteurs de surmortalité ou d'effets sublétaux tirés des gammes relevées en littérature (Figure 5.6), y-compris issues de nos propres travaux décrits au Chapitre 4 (Henry et al., 2015, 2014, 2012b).

Sur l'ensemble des 10 000 colonies simulées, 61,24% des trajectoires ont abouti à un effondrement ou un affaiblissement des colonies (la population passant sous un seul de résilience de 4000 individus). Des matrices de corrélation temporelles ont été générées pour chaque indicateur candidat, de façon à en évaluer le pouvoir prédictif et la portée temporelle (Figure 5.7). Cette analyse prospective et théorique suggère trois grandes tendances au sujet des potentiels indicateurs précoces d'affaiblissement de colonies.

* Les indicateurs démographiques mesurés à l'échelle des colonies (quantité de couvain, taille de population, réserves de miel) sont probablement les plus pertinents à prendre en compte. Ils atteignent de meilleurs pouvoirs prédictifs pour identifier de futurs événements d'affaiblissement ou d'effondrement de colonies, et avec davantage d'anticipation (Figure 5.7). En saison, les prédictions peuvent être fiables sur 2 à 4 semaines en avance, et jusqu'à 6 semaines environ au moment de la période critique de la disette printanière. En fin de saison, en période de pré-hivernage, la quantité de couvain pourrait permettre une anticipation des risques d'effondrement sur l'ensemble de la période d'hivernage à suivre.

* Les indicateurs individuels de traits d'histoire de vie (espérance de vie, âge au premier butinage, activité de vol journalière) ont présenté de très faibles niveaux de corrélation avec les événements d'affaiblissement ou d'effondrement de colonies, ou du moins sur des portées temporelles très réduites. L'activité journalière de vol en période de pré-hivernage pourrait être un indicateur de la survie hivernale, mais avec beaucoup plus d'incertitude que les indicateurs démographiques. En conséquence, il semble que les systèmes de monitoring d'individus, souvent coûteux et complexes à mettre en place, soient probablement peu effectifs pour alerter sur des risques d'affaiblissements à venir. Cela n'enlève en rien leur utilité en recherche fondamentale sur les traits d'histoire de vie et compromis comportementaux chez les abeilles.
* Combiner deux indicateurs, ou davantage, pourrait être intéressant afin d'en optimiser les pouvoirs prédictifs. Cependant, ces combinaisons deviennent complexes à interpréter car elles impliquent des interactions statistiques entre indicateurs dont les signes varient selon la période de référence dans la saison.

Ces simulations ex-ante donnent des pistes de réflexion pour le développement de systèmes de surveillance automatisés. Des données réelles et tangibles seraient évidemment nécessaires pour valider au préalable la pertinence de ces indicateurs précoces des risques d'affaiblissement. La vertu des modèles mécanistes de colonies tels que BEEHAVE est d'orienter les apidologues vers les solutions a priori les plus prometteuses.

<figure><img src="image_28.png" /></figure>

Figure 5.6. Synthèse de valeurs de stress toxicologiques relevés en littérature et exprimés sous forme de coefficients multiplicateurs modulant les paramètres par défaut du modèle BEEHAVE. Les coefficients supérieurs à 1 (tirets verticaux) modulent positivement les paramètres du modèle – typiquement reproduisant les facteurs de surmortalité pouvant affecter différentes catégories d'individus exposés à des pesticides. Les coefficients inférieurs à 1 modulent négativement les paramètres du modèle – typiquement reproduisant des effets sulétaux des pesticides tels que la diminution de l'efficacité des butineuses ou du taux de ponde de la reine. Les barres horizontales indiquent l'écart type et l'étendue des coefficients relevés en littérature. Ces gammes d'effets létaux ou sublétaux sont tirés de 176 expérimentations différentes rapportées dans 23 études scientifiques, dont certaines proviennent de notre consortium UMT PrADE (Henry et al., 2015, 2014, 2012b). Tiré de Marion, Requier et Henry (non publié).
<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 5.7. Exemple de matrices corrélatives illustrant le pouvoir prédictif et la portée temporelle de quatre indicateurs potentiels de risques d'affaiblissements ou d'effondrements futurs de colonies. Les estimations ont été réalisées d'après 10 000 simulations théoriques de trajectoires de colonies soumises à des combinaisons de stress au long d'une saison apicole et d'une période d'hivernage. Les meilleures pouvoirs prédictifs sont indiqués par des couleurs chaudes, sur une échelle d'efficacité de prédiction binaire d'occurrence des événements d'affaiblissement, calculée au moyen d'une approche d'AUC (Area Under the Curve) qui comptabilise les faux positifs et faux négatifs. La portée temporelle de la prédiction (axe horizontal) indique la période d'anticipation permise par un indicateur, selon la période de l'année considérée (axe vertical). Les longues portées prédictives de plusieurs mois, à partir de la période de pré-hivernage, correspondent à la prédiction des risques de mortalité des colonies au cours de l'hiver. Tiré de Marion, Requier et Henry (non publié).</figcaption></figure>

## 5.5. Conclusion : les modèles mécanistes pour guider les questions de recherche, mais pas pour y répondre

L'affaiblissement des colonies d'abeilles domestiques est un phénomène multifactoriel. L'exposition aux pesticides, la présence de pathogènes, de parasites, ou de prédateurs invasifs et les disettes alimentaires liées à la perte d'habitats naturels sont autant de facteurs de stress auxquels les colonies d'abeilles peuvent être soumises au cours d'une saison. Bien que la présence d'un seul de ces stress puisse, théoriquement, conduire à un effondrement local de colonies, c'est bien leur combinaison qui est à l'origine de l'affaiblissement généralisé des cheptels et de la fragilisation plus globale de la filière apicole. Les colonies doivent lutter contre plusieurs stress simultanés, ce qui peut exacerber les processus d'affaiblissements durables au long d'une saison apicole. En outre, la combinaison de plusieurs stress peut engendrer un effet synergique aggravant.
Si la notion de synergie de stress est admise dans la bibliographie, il est cependant plus difficile d'en appréhender la complexité sur le terrain. Ainsi, des modèles théoriques ont été développés dans le but de décrypter cette complexité. Nous avons vu que les **modèles peuvent être utilisés pour étudier les mécanismes amenant à l'effondrement d'une colonie soumise à plusieurs stress simultanés.** De même, ils permettent d'évaluer la capacité de résilience des colonies face à ces stress, ou d'évaluer ex-ante l'efficacité théorique de mesures de mitigation. Ils peuvent également aider les apidologues à identifier des indicateurs précoces d'affaiblissement des colonies – c'est-à-dire des combinaisons de caractéristiques démographiques des colonies révélant un potentiel dysfonctionnement en cours, et permettant aux apiculteurs de prendre des mesures préventives de protection de leur cheptel.

Ces approches de « ruches virtuelles » ne doivent cependant pas se substituer à des expérimentations réelles. L'EFSA a jugé le modèle BEEHAVE globalement réaliste (European Food Safety Authority, 2015) mais recommande que des versions avancées intègrent des modules permettant de simuler plus explicitement des stress toxicologiques. Les modèles théoriques peuvent servir à guider la recherche vers la formulation d'hypothèses de travail, vers la conception de mesures de mitigation ou vers la création d'outils d'aide à la décision (OAD) pour les apiculteurs. Dans tous les cas, des données réelles et tangibles sont nécessaires pour valider ces prédictions formulées in silico.
## 6. Épilogue : l'enjeu de l'approvisionnement des abeilles se déplace vers les espaces naturels protégés

Ce chapitre introduit l'émergence d'une nouvelle thématique, celle de la concurrence alimentaire entre abeilles domestiques et pollinisateurs sauvages. La conjonction des facteurs de stress nutritionnels et toxicologiques exposés dans les chapitres précédents contraint l'apiculture productive à délaisser les agroécosystèmes pour se redéployer vers les espaces naturels. Un conflit s'installe entre apiculture et conservation des pollinisateurs sauvages.

> Les interactions écologiques entre abeilles domestiques et pollinisateurs sauvages sont décryptées et mises en évidence sur le terrain. Les abeilles sauvages de grande taille sont les plus sensibles à la compétition d'exploitation du nectar. Un paradigme d'allocation spatiale des ruchers est proposé pour concilier les enjeux de l'apiculture et de la conservation des pollinisateurs sauvages.

Geslin, B., Gauzens, B., Baude, M., Dajoz, I., Fontaine, C., **Henry, M.**, Ropars, L., Rollin, O., Thébault, E., Vereecken, N.J., 2017. Massively introduced managed species and their consequences for plant-pollinator interactions. Adv. Ecol. Res. 57, 147-199. https://doi.org/10.1016/bs.aecr.2016.10.007

**Henry, M.**, Rodet, G., 2018. Controlling the impact of the managed honeybee on wild bees in protected areas. Sci. Rep. 8, 9308. https://doi.org/10.1038/s41598-018-27591-y

**Henry, M.**, Rodet, G., 2020. The apiary influence range: A new paradigm for managing the cohabitation of honey bees and wild bee communities. Acta Oecol. 105, 103555. https://doi.org/10.1016/j.actao.2020.103555

<figure><img src="image_30.png" /></figure>

L'ensemble des travaux exposés dans ce mémoire mettent en exergue le rôle critique des ressources florales, tant en quantité qu'en qualité, pour préserver la capacité de résilience des colonies d'abeilles domestiques, mais aussi pour la conservation des abeilles sauvages. Ces séries de travaux sur l'écologie de l'approvisionnement des abeilles en systèmes de grandes cultures m'ont conduit, plus récemment, à m'investir dans une nouvelle thématique connexe. Celle-ci porte sur les enjeux émergents liés à la concurrence alimentaire entre abeilles domestiques et sauvages dans les espaces naturels protégés.

L'intensification de l'agriculture a profondément modifié les paysages ruraux au cours des cinq dernières décennies, affectant la durabilité des exploitations apicoles. L'apiculture productive a désormais recours à des transhumances saisonnières, parfois massives, vers des espaces naturels protégés. Ces transhumances visent notamment à fuir les périodes de disette saisonnière et les risques toxicologiques associés aux agrosystèmes modernes, mais aussi à bénéficier de miellées spécifiques à forte valeur ajoutée. Elle peuvent cependant engendrer des phénomènes de concurrence alimentaire défavorables aux pollinisateurs sauvages et à l'harmonie des réseaux naturels d'interactions plantes-pollinisateurs, ce qui est révélé et documenté par un corpus de littérature en pleine expansion (Geslin et al., 2017; Mallinger et al., 2017; Wojcik et al., 2018).

Avec les sollicitations croissantes des apiculteurs, les gestionnaires des espaces protégés expriment aujourd'hui des inquiétudes quant aux risques d'interférences écologiques entre les abeilles domestiques et les autres insectes butineurs au sein des réseaux naturels d'interactions plantes-pollinisateurs. Dans cette optique, nous avons réalisé une étude visant à vérifier l'existence d'une compétition entre abeilles sauvages et domestiques lors de la miellée de romarin sur le massif de la Côte Bleue (Bouches-du-Rhône) administré par le Conservatoire du Littoral (Henry and Rodet, 2018). Cette étude a confirmé un enjeu alimentaire notable lié aux fortes densités d'abeilles domestiques sur ce site protégé. Nous avons donc initié une seconde phase, plus appliquée, proposant des règles de décisions pour guider la régulation de l'apiculture dans ce type d'espace naturel (Henry and Rodet, 2020).
Ces travaux sont basés sur des comptages standardisés d'abeilles butineuses et des estimations de leur succès de collecte de nectar et de pollen. Trois principaux résultats sont à souligner : (1) l'existence d'une **compétition pour l'exploitation des ressources florales est confirmée, et s'étend sur des distances variant de 600 à 1200m autour des ruchers**, selon le paramètre écologique considéré (Tableau 6.1) ; (2) ces rayons définissent des « **zones d'emprise** » des ruchers, et constituent des critères de régulation de l'apiculture plus simples à mettre en œuvre que les notions de densités de colonies ; (3) un phénomène de **compétition intra-spécifique entre abeilles domestiques elles-mêmes** a été détecté au niveau individuel, et mériterait d'être exploré plus en détail à l'échelle de la colonie (impact sur le rendement en miel ou sur la démographie au cours de la saison).

<table><caption>Tableau 6.1 : Principaux paramètres écologiques témoignant de variations significatives à proximité des ruchers. La portée de la zone d'influence, c'est-à-dire la distance d'emprise des ruchers, est indiquée avec l'intensité des variations constatées (Henry and Rodet, 2018).</caption><thead><tr><td>Paramètre écologique</td><td>Rayon de l'emprise</td><td>Intensité de l'effet</td><td>Apparition de l'effet</td></tr></thead><tbody><tr><td>Abondance des abeilles domestiques</td><td>800m</td><td>+58%</td><td>Saison en cours</td></tr><tr><td>Abondance des abeilles sauvages</td><td>900m</td><td>-55%</td><td>Saison suivante</td></tr><tr><td>Taille individuelle moyenne des abeilles sauvages</td><td>650m</td><td>-11%</td><td>Saison en cours et saison suivante</td></tr><tr><td>Succès d'approvisionnement en nectar des abeilles sauvages</td><td>600m</td><td>-50%</td><td>Saison en cours</td></tr><tr><td>Taux d'approvisionnement en nectar des abeilles domestiques</td><td>1 100m</td><td>-44%</td><td>Saison en cours</td></tr><tr><td>Taux d'approvisionnement en pollen des abeilles domestiques</td><td>&gt;1 200m*</td><td>-36%</td><td>Saison en cours</td></tr></tbody></table>

Sur la base de cette preuve de concept, nous avons proposé un paradigme de régulation de l'apiculture dans les espaces naturels protégés (Henry and Rodet, 2020), fondé sur l'augmentation des distances entre ruchers voisins, et reposants sur deux principes clé :

**Principe 1 : Notion d'emprise apicole sur un territoire.** L'effet de la taille des ruchers (densités de colonies) a été mis en évidence sur certains des paramètres écologiques étudiés, mais n'est pas à ce stade caractérisé de façon suffisamment fine pour aboutir à des préconisations de densités seuil de colonies. A défaut, notre étude montre qu'une régulation de l'apiculture peut se baser sur des seuils de distance d'emprise (Figure 6.1). Les ruchers impriment une compétition accrue pour l'exploitation des ressources florales dans une zone d'influence qu'on peut qualifier d'emprise apicole. Plusieurs niveaux d'emprise se superposent, selon les paramètres écologiques considérés (Tableau 6.1, Figure 6.1). Ainsi, l'emprise atteint environ 600m pour le succès d'approvisionnement en nectar des abeilles sauvages (compétition interspécifique d'exploitation du nectar), 900 m pour l'abondance des abeilles sauvages (effet d'exclusion compétitive), et 1 100 à 1 200m ou plus pour le succès d'approvisionnement des abeilles domestiques elles-mêmes (compétition intra-spécifique d'exploitation du nectar et du pollen).

**Principe 2 : Modulation des surfaces sous emprise et des surfaces libres (hors-emprise).** La saturation du milieu commence théoriquement lorsque les emprises des ruchers voisins se jouxtent. A l'inverse, en augmentant les distances entre ruchers, on augmente la proportion d'espace hors-emprise. Les gestionnaires peuvent donc moduler et décider de la proportion du territoire allouée à l'emprise apicole, ou à l'inverse maintenue hors de l'emprise des ruchers (Figure 6.2).

<footnote>*L'effet maximum s'étend potentiellement au-delà de 1200m</footnote>
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 6.1. Illustration du principe d'emprise apicole. Trois principales distances seuils sont identifiées autour des ruchers. À l'intérieur de leurs limites, les paramètres écologiques étudiés subissent une altération significative (cf. Tableau 1) : succès d'approvisionnement en nectar des abeilles sauvages (jusqu'à 600m), abondance des abeilles sauvages (jusqu'à 900m), succès d'approvisionnement en nectar des abeilles domestiques (jusqu'à 1 100m) (Henry and Rodet, 2020).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 6.2. Relation entre distance inter-ruchers et surfaces sous emprise apicole. Par exemple, avec une distance de 2,5 km entre les ruchers, l'emprise apicole sur les abeilles sauvages serait théoriquement proche de 50% du territoire, maintenant ainsi 50% des surfaces hors de l'emprise apicole. Ces estimations ont été produites à partir des zones d'effet de la compétition entre abeilles butinant sur le romarin (Figure 6.1), et sont applicables pour la gamme de taille moyenne des ruchers recensés dans l'étude (30,1 ± 21,8 colonies) (Henry and Rodet, 2020).</figcaption></figure>
Bien que spécifiques à un écosystème particulier de garrigue méditerranéenne, et applicables seulement pendant une période restreinte de la saison apicole, ces travaux ont motivé la mise en place de diverses initiatives de régulation de l'apiculture professionnelle dans des espaces naturels protégés à l'échelle nationale. Cette situation a déclenché des débats vigoureux avec la filière apicole.

En 2019, le Conservatoire national du littoral (CdL), qui est également le commanditaire de notre étude, a décidé d'adopter une politique de précaution pour toutes ses dépendances (Cavallin et al., 2019). Le CdL gère actuellement 750 espaces de protection, chacun couvrant quelques dizaines à plusieurs milliers d'hectares. Les gestionnaires préserveront les ruchers déjà autorisés par des contrats à long terme, mais l'emplacement des ruchers dans les espaces les plus étendus (>500 ha) sera modifié de manière à atteindre un objectif de protection équilibré de 50% en faveur des pollinisateurs sauvages. En outre, les nouvelles demandes d'implantation de ruchers ne seront pas accordées dans les espaces les plus petits (100 à 500 ha) ainsi que dans les petites îles.

Par la suite, en 2020 et 2021, l'Office National des Forêts (ONF) ainsi que le réseau des Réserves Naturelles de France (RNF) ont lancé des consultations internes et commandé des expertises externes pour envisager de réglementer l'apiculture dans et autour de leurs nombreuses dépendances. Cependant, les syndicats apicoles nationaux ont souligné l'absence de base scientifique solide pour soutenir une telle décision, notamment en ce qui concerne la disponibilité des ressources florales. Le débat s'est intensifié dans les derniers mois, montrant que les mesures de régulation formulées de façon autoritaire et descendante, sans impliquer les apiculteurs eux-mêmes, sont susceptibles d'échouer ou d'être contre-productives.

Suivant cette idée, nous avons entrepris une action de dialogue entre parties prenantes dans le Parc national des Cévennes. Il s'agit d'imaginer collectivement des solutions opérationnelles locales pour le partage des ressources florales, via des méthodes d'intelligence collective utilisées en sciences humaines et sociales (thèse en cours de Léo Mouillard-Lample, Avignon Univ.). Cette approche inclusive de co-construction entre chercheurs, gestionnaires de parc, apiculteurs, naturalistes, cultivateurs et forestiers pourrait ouvrir la voie à de nouvelles formes de gestion plus consensuelles de l'apiculture dans les territoires protégés.
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