## Contribution INRA à l'action 1.5 : Etude de la composition génétique et de la microstructuration spatiale des populations de Salicacées

### Introduction : Diversité génétique et structuration spatiale

La diversité génétique constitue le carburant des êtres vivants pour permettre à une population de survivre et de se reproduire sous des conditions environnementales changeantes (Booy et al. 2000, Sork et Smouse 2006). La diversité génétique d'une espèce se distribue entre un ensemble de populations et à l'intérieur des populations. En génétique des populations, la définition d'une population est l'ensemble des individus de la même espèce qui se reproduisent entre eux de façon aléatoire. Des populations peuvent être distinctes du fait de l'éloignement géographique et de l'impossibilité de se croiser due aux limites de dispersion du pollen.

Le recrutement du peuplier noir est strictement lié à la concordance temporelle entre la dispersion des graines et l'existence de sites favorables à leur germination. De tels sites résultent d'une dynamique fluviale (qui remobilise des sédiments lors de crues) et leur apparition est la conséquence de l'abaissement de la ligne d'eau au printemps. Les barres sédimentaires de surface sont composées de substrats frais qui résultent d'interactions complexes entre le fleuve et son débit, la texture des sédiments, les précipitations et le niveau de la nappe. La régénération sur un site peut donc comprendre une mosaïque d'événements de régénération, de diverses origines génétiques, due à la période de déhiscence très variable des graines des différents arbres mère. Ainsi, ces microstructures peuvent avoir comme origine des barres proches géographiquement mais d'âges variées (chaque année, des barres sédimentaires nouvelles se déposent, généralement en aval de celles existantes). De plus, une année donnée, l'existence de microstructures spatiales peut être due également au positionnement des cohortes sur des niveaux topographiques différents. En effet, l'installation de semis résulte d'interactions entre germination, croissance racinaire et niveau de la nappe pendant cette période.

Seule l'étude détaillée de la distribution des individus, de leur phénotype et de leur génotype peut permettre de déceler d'éventuelles discontinuités correspondant à des limites de populations, ceci sur de faibles surfaces non éloignées géographiquement.

Quatre articles récents montrent que la structuration spatiale des populations de peuplier peut-être complexe et très localisée : Imbert et Lefèvre 2003, Pospiskova et Salkova 2006, Rathmacher et al. 2010 sur peuplier noir et Slavov et al. 2009 et 2010 sur Populus trichocarpa.

La principale conclusion de ces travaux est qu'une structuration génétique de populations de peuplier noir n'est pas forcément liée à l'importance de la distance géographique entre ces populations.

**Les objectifs de l'action 1.5 sont d'étudier la composition génétique et de rechercher une éventuelle microstructuration spatiale des populations de semis de Peuplier noir sur les ilots de Mareau-aux-prés.**

Le polymorphisme ADN de semis de ces différents écotopes sera étudié via le set de 12 marqueurs microsatellites permettant, d'étudier la diversité génétique présente et de rechercher une éventuelle structuration spatiale des semis 2013. D'autre part, le géoréférencement centimétrique en X, Y et surtout Z permettra de faire des hypothèses sur les origines des cohortes échantillonnées. Les semis qui sont installés les premiers correspondent aux graines provenant de peupliers noirs femelles dont la maturité des graines est précoce. Pendant la période de libération des graines (mai et juin) le niveau de la nappe décroit, libérant ainsi progressivement une surface sédimentaire de plus en plus importante. Donc les graines (véhiculées par le vent et l'eau) s'installant les premiers correspondent à un niveau topographique le plus élevé et les semis les plus tardifs (issus donc d'un pool génétique différent) correspondent à un niveau plus bas.

L'étude sur l'écotope 2058 (îlot dévégétalisé) permettra d'évaluer la conséquence des travaux sur la diversité génétique des peupliers noirs sur cette nouvelle barre sédimentaire. La diversité génétique des peupliers noirs est-elle différente après les travaux (en comparant la population installée de peuplier noir depuis 2005 sur l'écotope 2058 et les nouveaux semis de 2013 apparus sur cette nouvelle barre sédimentaire) ?
# Matériels et Méthodes

## Stratégie d'échantillonnage

Durant l'été 2013, le site des îles de Mareau-aux-prés a été régulièrement prospecté pour repérer et géoréférencer les cohortes successives de semis. Des zones de régénération ont été sélectionnées du 4 au 6 septembre 2013. Une zone de régénération ou spot est définie comme un espace au sein duquel se trouve une répartition homogène des semis de peuplier noir de l'année (détermination subjective) (Figure 4). La surface (non fixe) et la forme du spot dépendaient de la densité et de la forme des bandes de régénération.

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Fig. 4. Spots de semis sur l'écotope 2058, septembre 2013</figcaption></figure>

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Fig. 5. Répartition des spots de peuplier noir échantillonnés</figcaption></figure>

Sur ce site, 51 spots ont été sélectionnés. De plus, une des zones de régénération étudiées a été identifiée comme une cohorte âgée de deux ans (i.e. installée en 2011 sur l'écotope 2061). La répartition des spots sur les écotopes est la suivante : 3 spots sur l'écotope 2057, 18 spots sur l'écotope 2058 (ilot arasé), 9 spots sur l'écotope 2059, 16 spots sur l'écotope 2060 et 5 spots sur l'écotope 2061 (Figure 5). Pour chaque zone de régénération, une estimation de la densité a été effectuée et des coordonnées GPS ont été prisent (détails en annexe). 32 semis ont été prélevés par spot. Pour chaque semis échantillonné, une mesure de hauteur (mm) a été effectuée du collet au bourgeon terminal. Au total, 1728 semis ont été échantillonnés en septembre 2013 (détails en annexe).
<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Fig. 6. Détail de semis de Peuplier noir (a, b) septembre 2013.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Fig. 7. Distinction Peuplier noir/Saule (a) et collecte semis par stockage au froid (b)</figcaption></figure>

## Analyses de l'ADN

Extraction de l'ADN : l'extraction de l'ADN a été réalisée à partir de feuilles, en plaque de 96 individus, selon le protocole du Kit Macherey-Nagel. L'extraction ADN a été réalisée sur la totalité des individus récoltés.

Amplification par réaction de polymérisation en chaîne (PCR), avec la mise au point de deux multiplex de 6 marqueurs microsatellites chacun. 1674 individus ont été amplifiés.

Génotypage : 12 marqueurs microsatellites ont été utlisés (selon Chenault et al. 2011). Bilan de la lecture sous le logiciel GeneMapper avec reprises : 0.39% valeurs manquantes, mais 100% des individus génotypés avec au moins 8 marqueurs moléculaires (1674 individus).

Binning : le binning consiste à regrouper et arrondir les tailles d'allèles brutes avec décimale fournies par le logiciel GeneMapper. Pour cette étape, nous utilisons la Macro Excel AutoBin v0.9 écrit sous Microsoft Visual Basic (VBA), téléchargeable sur Inra BIOGECO (https://www6.bordeaux-aquitaine.inra.fr/biogeco_eng/Scientific-Production/Computer-software/Autobin).

## Analyses multivariées sur les données moléculaires

L'analyse en composantes principales (ACP) s'effectue à partir des données brutes de génotypage de l'ensemble des individus des 11 marqueurs moléculaires. Elle a été réalisée sous le logiciel R. L'objectif de l'ACP est de revenir à un espace de dimension réduite (par exemple 2 ou 3) en perdant le moins d'informations possibles. Il s'agit donc d'obtenir un résumé le plus pertinent possible des données initiales. L'analyse en coordonnées principales (PCoA) s'effectue à partir de la matrice des distances génétiques de l'ensemble des individus des 11 marqueurs moléculaires. Elle a été réalisée sous le logiciel GenAIEx 6.5 c'est-à-dire sur 3 dimensions, avec tous les individus actifs. L'ACP et la PCoA sont assez proches en ce sens que l'ACP permet aussi de représenter des individus dans un espace de faible dimension avec des axes optimaux en termes de variabilité représentée. La PCoA appliquée à la matrice des distances euclidiennes entre les individus aboutit au même résultat que l'ACP normée appliquée aux données brutes.

## Analyses de génétique des populations

Différenciation génétique entre populations, facteurs de différenciation : les paramètres génétiques habituels : nombre d'allèles observé (Na), nombre d'allèles attendu (Ne), taux d'hétérozygotie observé (Ho), taux d'hétérozygotie attendu (He), indice de fixation (F), indice de différenciation global et entre les populations (Fst) ont été estimés à l'aide du logiciel GenAIEx 6.5. Cette analyse a été faite avec (i) aucune assignation des individus à des populations (ii) assignation des écotopes à des populations et
(iii) assignation des spots à des populations. La structure et le niveau de différenciation de ces populations ont également été calculés à l'aide d'Analyses Hiérarchiques de Variance Moléculaire (AMOVA) réalisées par le logiciel Arlequin 3.5 (Excoffier and Lischer, 2010).

Test de Mantel : le test d'isolement par la distance, test de Mantel, montrant une éventuelle corrélation entre distance génétique (formule de Nei) et distance géographique (m) des échantillons a été réalisé grâce au logiciel GenAIEx 6.5..

Corrélations paramètres génétiques / altitude : une analyse de corrélations entre paramètres génétiques (Ne, He, Na, Ho) et altitude (mètres) par spot a été effectuée, sous le logiciel R, afin de mettre en évidence la présence ou non d'un éventuel effet de l'altitude sur l'une des variables génétiques.

Assignation des individus à des populations génétiques : l'estimation de la plupart des paramètres génétiques notamment les F-statistiques s'appuie sur la définition préalable de groupes d'individus appartenant à la même population génétique. La délimitation de ces populations n'est pas forcément reflétée dans la proximité géographique des individus puisque des individus proches géographiquement peuvent correspondre à des populations génétiques différentes et une même population génétique représentée par des individus à répartition géographique large.

Afin de partir sans a priori, une approche multi-locus bayésienne a été utilisée pour déterminer le nombre le plus probable (K) de populations génétiquement différenciées dans l'échantillonnage étudié et la probabilité (Q) d'assignation de chaque individu à chacune des K populations sur la base des loci microsatellites. Elle a été appliquée par le logiciel Structure 2.3.3 (Pritchard et al., 2000) sous le modèle admixture et de fréquences alléliques corrélées.

# Résultats et Discussion

## 1- Analyses des mesures in situ

Analyse de la hauteur des semis : la hauteur moyenne des semis sur chaque spot est très variable, la plupart des spots prélevés ont une hauteur moyenne inférieure ou égale à 50 mm. Seulement 5 spots se détachent de cette moyenne : le 61-6 (environ 130mm) qui correspond au spot de 2011, le 59-6, 59-8, 59-9 (entre 50 et 100 cm), et enfin le spot 57-3 (environ 200 mm).

Analyse de la densité des spots : la densité des spots est très variable avec une densité maximale d'environ 400 semis/m² pour le spot 59-5 de l'écotope 2059. La densité des semis de peuplier noir de 2013 est très faible. En effet, sur le même site en 2009 la densité variait de 1000 à 4000 semis/m² (Thèse S.Chamaillard, 2011). De plus, aucune corrélation significative n'a été démontrée entre la hauteur moyenne des semis et leur densité par spots (cor = -0,052 ns).

Analyse de l'altitude des spots : le niveau topographique des spots varie d'environ 3 mètres (altitude entre 83,5m et 86,5m). Les spots les plus hauts étant le 59-9 et 59-10, spots se trouvant au sein du chenal de l'écotope 2059 (première année où l'on trouve des semis à cet endroit), et le spot 61-4, zone en amont de l'écotope 2061. Les spots les plus « bas » se trouvant sur l'écotope 2060. Nous pouvons aussi observer que l'écotope 2058 (ilot arasé) présente des variations de l'altitude entre spots, démontrant la mobilité sédimentaire. La densité et le niveau topographique ne sont pas corrélés (cor = 0,06ns), par contre il existe une faible corrélation entre la hauteur moyenne et l'altitude par spots (cor = 0,29*).

## 2- Analyses multivariées sur les données moléculaires

En tout, 1674 individus ont été génotypés avec 11 des 12 loci microsatellites. Le locus PMGC333 n'a pu être étudié et a été éliminé des analyses car son amplification fut très hétérogène d'un individu à l'autre.

Analyses en Coordonnées Principales (PCoA) : cette analyse s'effectue à partir des distances génétiques de l'ensemble des individus avec les 11 loci. Elle a été réalisée sous le logiciel GenAIEx 6.5.
<table><caption>Tab. 2. Part de la variabilité expliquée par les 3 premiers axes de la PCoA</caption><thead><tr><th>Axes</th><th>1</th><th>2</th><th>3</th></tr></thead><tbody><tr><th>%</th><td>7,88</td><td>5,78</td><td>4,37</td></tr><tr><th>% cumulée</th><td>7,88</td><td>13,66</td><td>18,01</td></tr></tbody></table>

La part de variabilité expliquée par les 3 premiers axes reste faible (Tableau 2), seulement 18% de la variabilité est expliquée (pourcentages faibles pour le marquage moléculaire). La figure représente la répartition des individus sur l'axe 1 et 2 (détails en annexe) semblent présenter 2 groupes distincts (non représentatif des écotopes). Mais lorsque nous effectuons cette même PCoA avec l'ensemble des individus mais seulement avec 9 loci (cf. chapitre « Analyses génétiques »), ces deux groupes distincts disparaissent. Nous pouvons donc en déduire que les 2 loci éliminés (non intéressant en génétique des populations) sont discriminants.

Analyses en Composantes Principales (ACP) : cette analyse s'effectue à partir des données brutes de l'ensemble des individus avec les 11 loci. La part de variabilité expliquée par les 3 premiers axes reste très faible (Tableau 3), seulement 7% de la variabilité est expliquée (détails en annexe).

<table><caption>Tab. 3. Part de la variabilité expliquée par les 3 premiers axes de l'ACP</caption><thead><tr><th>Axes</th><th>1</th><th>2</th><th>3</th></tr></thead><tbody><tr><th>%</th><td>2,61</td><td>2,28</td><td>2,03</td></tr><tr><th>% cumulée</th><td>2,61</td><td>4,89</td><td>6,93</td></tr></tbody></table>

Nous pouvons observer sur la figure 11 que l'individu H10 du spot 57-3 se trouve excentré. Vérifié au niveau de données brutes, il ne présente aucune erreur, ni de données manquantes mais possède des allèles rares pour la plupart des loci. Une différenciation de l'écotope 2057 est observée par l'axe 2 (Figure 11), ceci pouvant être expliqué par la présence d'allèles rares sur certains loci des individus de l'écotope 2057.
<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>Fig. 11. ACP centrée-réduite / Répartition des individus par écotope (11 loci)-Axes 1 et 2</figcaption></figure>

## 3- Analyses en génétique des populations

1674 individus ont été génotypés avec 11 des 12 loci microsatellites. Le locus PMGC333 n'a pu être étudié et a été éliminé des analyses car son amplification fut très hétérogène d'un individu à l'autre.

### A- Aucune assignation des individus à des populations

Analyse globale des marqueurs microsatellites

L'hypothèse d'Hardy-Weinberg n'est pas vérifiée pour les 11 loci (P<0.001). La diversité génétique est représentée par la fréquence allélique du marqueur moléculaire au sein des échantillons (détails en annexe). Nous observons que les distributions des fréquences alléliques sont variables d'un marqueur à l'autre. La majorité des marqueurs moléculaires présentent des distributions avec quelques allèles fréquents, des allèles moins fréquents et rares : PMGC14, PMGC2235, PMGC 2578, PMGC 486 et PMGC61. Les marqueurs PMGC 2156, PMGC2838 et PMGC433 présentent un allèle fréquent (supérieur à 75 %), combiné à des allèles rares (inférieur à 8%). Les autres marqueurs sont plus particuliers, comme le PMGC2852 où l'on observe de nombreux allèles avec une fréquence moyenne ; le WPMS05 présente une distribution avec quelques allèles à fréquence intermédiaire mais possède de nombreux allèles rares (inférieur à 1%) ; et enfin le PMGC667 qui possède beaucoup d'allèles rares (24 allèles sur 34 inférieurs à 1%).
<table><caption>Tab. 4. Estimation sur l'ensemble des individus par locus du nombre d'allèles observé (Na), du nombre effectif d'allèles (Ne), du taux d'hétérozygotie observé (Ho), du taux d'hétérozygotie attendu (He) et de l'indice de fixation (F) (jaune > à 0,3 et orange 0,1<F<0,3).</caption><thead><tr><th>Locus</th><th>Na</th><th>Ne</th><th>Ho</th><th>He</th><th>F</th></tr></thead><tbody><tr><td>PMGC14</td><td>10</td><td>3,918</td><td>0,739</td><td>0,745</td><td>0,007</td></tr><tr><td>PMGC2156</td><td>9</td><td>1,476</td><td>0,242</td><td>0,322</td><td>0,250</td></tr><tr><td>PMGC2235</td><td>15</td><td>4,489</td><td>0,557</td><td>0,777</td><td>0,284</td></tr><tr><td>PMGC2578</td><td>17</td><td>4,928</td><td>0,795</td><td>0,797</td><td>0,003</td></tr><tr><td>PMGC2838</td><td>8</td><td>1,723</td><td>0,109</td><td>0,420</td><td>0,741</td></tr><tr><td>PMGC2852</td><td>20</td><td>6,617</td><td>0,780</td><td>0,849</td><td>0,081</td></tr><tr><td>PMGC433</td><td>11</td><td>1,725</td><td>0,411</td><td>0,420</td><td>0,023</td></tr><tr><td>PMGC486</td><td>15</td><td>4,780</td><td>0,802</td><td>0,791</td><td>-0,015</td></tr><tr><td>PMGC61</td><td>12</td><td>6,177</td><td>0,812</td><td>0,838</td><td>0,031</td></tr><tr><td>PMGC667</td><td>37</td><td>9,655</td><td>0,577</td><td>0,896</td><td>0,356</td></tr><tr><td>WPMS05</td><td>23</td><td>6,580</td><td>0,763</td><td>0,848</td><td>0,100</td></tr></tbody></table>

L'analyse des loci sur l'ensemble des individus montre une très grande variabilité en termes de nombre d'allèles (8 à 37 allèles) et d'hétérozygotie (0.1<Ho<0.8 et 0.3<He<0.9). Les locus PMGC667 et WPMS05 présentent un grand nombre d'allèles. Nous observons un déficit significatif en hétérozygotes (F qui est la différence entre le taux d'hétérozygote observé (Ho) et le taux d'hétérozygotie attendu (He)) aux loci PMGC2838 et PMGC667 (Tableau 4). Les loci PMGC2838 et PMGC667 sont homozygotes, donc peu polymorphes, et seront éliminés de l'analyse par la suite.

## B- Assignation des écotopes à des populations (9 loci)

### Analyse globale des marqueurs microsatellites

L'hypothèse d'Hardy-Weinberg n'est pas vérifiée pour l'ensemble des 9 loci sur chaque écotope, seul les écotopes 2059 et 2061 présentent plus de la moitié des loci à l'équilibre d'Hardy-Weinberg (détails en annexe). Sur l'analyse des loci par écotopes nous observons un indice de fixation moyen sur chaque écotope, correspondant à un déficit léger en hétérozygotes pour les loci PMGC2156 et PMGC2235. Au sein de chaque écotope, il existe une grande variabilité du nombre d'allèles, entre 6 à 21 allèles suivant le locus, mais aussi en termes d'hétérozygotie (détails en annexe).

### Différenciation génétique entre populations, facteurs de différenciation

Les paramètres génétiques au sein de chaque écotope semblent identiques (Tableau 5) avec un nombre effectif d'allèles d'environ 4, et un taux d'hétérozygotie attendu d'environ 0,7. En effet, la figure 12 comporte un test de comparaison de moyennes entre écotope pour ces deux paramètres et confirme qu'il n'existe pas de différences significatives entre écotopes.

<table><caption>Tab. 5. Estimation par écotopes : moyenne (écart-type) du nombre d'allèles observé (Na), du nombre effectif d'allèles (Ne), du taux d'hétérozygotie observé (Ho), du taux d'hétérozygotie attendu (He) et de l'indice de fixation (F).</caption><thead><tr><th>Ecotopes</th><th>Nb ind.</th><th>Na</th><th>Ne</th><th>Ho</th><th>He</th><th>F</th></tr></thead><tbody><tr><td>2057</td><td>93</td><td>10,78 (1,24)</td><td>4,25 (0,7)</td><td>0,708 (0,054)</td><td>0,71 (0,045)</td><td>0,005 (0,035)</td></tr><tr><td>2058</td><td>651</td><td>13,89 (1,4)</td><td>4,46 (0,61)</td><td>0,656 (0,065)</td><td>0,713 (0,062)</td><td>0,088 (0,038)</td></tr><tr><td>2059</td><td>279</td><td>11 (1,45)</td><td>4,48 (0,65)</td><td>0,631 (0,078)</td><td>0,692 (0,076)</td><td>0,103 (0,039)</td></tr><tr><td>2060</td><td>496</td><td>11,78 (1,48)</td><td>4,35 (0,6)</td><td>0,66 (0,071)</td><td>0,702 (0,066)</td><td>0,069 (0,038)</td></tr><tr><td>2061</td><td>155</td><td>11,22 (1,42)</td><td>4,45 (0,65)</td><td>0,653 (0,077)</td><td>0,691 (0,076)</td><td>0,061 (0,037)</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Fig. 12. Histogrammes (a) du nombre effectif d'allèles (Ne), et (b) du taux d'hétérozygotie attendu (He) par écotope.</figcaption></figure>

<table><caption>Tab. 6. G-Statistiques : Indice de consanguinité au sein des individus (Fis) et indice de différenciation génétique entre les populations (Fst) par locus, avec des probabilités basées sur 1000 répétitions (ns=non significatif, * P<0.05, ** P<0.01, *** P<0.001).</caption><thead><tr><th>Locus</th><th>Fis</th><th>Fst</th></tr></thead><tbody><tr><td>PMGC14</td><td>-0,009ns</td><td>0,011***</td></tr><tr><td>PMGC2156</td><td>0,225ns</td><td>0,039***</td></tr><tr><td>PMGC2235</td><td>0,252ns</td><td>0,019***</td></tr><tr><td>PMGC2578</td><td>-0,009ns</td><td>0,013***</td></tr><tr><td>PMGC2852</td><td>0,06ns</td><td>0,017***</td></tr><tr><td>PMGC433</td><td>-0,014ns</td><td>0,021***</td></tr><tr><td>PMGC486</td><td>-0,02ns</td><td>0,009***</td></tr><tr><td>PMGC61</td><td>0,002ns</td><td>0,015***</td></tr><tr><td>WPMS05</td><td>0,086ns</td><td>0,020***</td></tr><tr><td><strong>Total</strong></td><td>0,057ns</td><td>0,017***</td></tr></tbody></table>

<footnote>ns=non significatif, * P<0.05, ** P<0.01, *** P<0.001</footnote>
<table><caption>Tab. 7. Matrice des valeurs de différenciation génétique (Fst) par paires de population tout loci confondus avec des probabilités basées sur 1000 répétitions (ns=non significatif, * P<0.05, ** P<0.01, *** P<0.001)</caption><thead><tr><th></th><th>2057</th><th>2058</th><th>2059</th><th>2060</th><th>2061</th></tr></thead><tbody><tr><th>2057</th><td>0</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><th>2058</th><td>0,016**</td><td>0</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><th>2059</th><td>0,024**</td><td>0,004**</td><td>0</td><td></td><td></td></tr><tr><th>2060</th><td>0,020**</td><td>0,001**</td><td>0,003**</td><td>0</td><td></td></tr><tr><th>2061</th><td>0,023**</td><td>0,004**</td><td>0,003**</td><td>0,004**</td><td>0</td></tr></tbody></table>

ns=non significatif, * p<0.05, ** p<0.01, *** p<0.001

L'indice de consanguinité Fis mesure la réduction éventuelle de l'hétérozygotie des individus à l'intérieur de leur sous-population. En cas de consanguinité, cet indice est positif et indique un déficit en hétérozygotie. Il prend la valeur zéro si les sous-populations sont à l'équilibre d'Hardy-Weinberg. En revanche, s'il est négatif, les populations présentent un excès d'hétérozygotie. Les loci PMGC2156 et PMGC2235 présentent des indices positifs élevés de 0,225 et de 0,252 traduisant un déficit en hétérozygote (Tableau 6). Ce déséquilibre observé peut-être expliqué par l'existence d'allèles nuls. Ici, le Fst est de 0,017, ce qui peut être considéré comme une valeur globalement modérée chez les arbres forestiers (Tableau 6). Enfin, la matrice des différenciations génétiques par paires de population nous montre qu'il existe une différenciation génétique globale faible avec une différenciation plus forte de l'écotope 2057 par rapport aux autres écotopes (Tableau 7).

### C- Assignation des spots à des populations (9 loci)

#### Analyse globale des marqueurs microsatellites

L'hypothèse d'Hardy-Weinberg est vérifiée pour l'ensemble des 9 loci pour 18 spots, les autres spots présentent plus de la moitié des loci à l'équilibre d'Hardy-Weinberg, et seul le 58-11 présente moins de la moitié des loci à l'équilibre d'Hardy-Weinberg (détails en annexe). Sur l'analyse de l'indice de fixation des loci par spots, globalement nous observons pour les loci PMGC2156 et PMGC2235 un indice de fixation moyen correspondant à un déficit léger en hétérozygotes (détails en annexe).

#### Différenciation génétique entre populations, facteurs de différenciation

Les paramètres génétiques au sein de chaque spot semblent identiques (Tableau 8) avec un nombre moyen d'allèles entre 7 et 10, et un taux d'hétérozygotie attendu compris entre 0,6 et 0,7. En effet, il n'existe pas de différences significatives entre spots (détails en annexe).
<table><caption>Tab. 8. Estimation par spots : moyenne du nombre d'allèles observé (Na), du nombre effectif d'allèles (Ne), du taux d'hétérozygotie observé (Ho), du taux d'hétérozygotie attendu (He) et de l'indice de fixation (F).</caption><thead><tr><th>Spots</th><th>Nb ind.</th><th>Na</th><th>Ne</th><th>Ho</th><th>He</th><th>F</th><th>Spots</th><th>Nb ind.</th><th>Na</th><th>Ne</th><th>Ho</th><th>He</th><th>F</th></tr></thead><tbody><tr><td>57-1</td><td>31</td><td>7,778</td><td>3,916</td><td>0,71</td><td>0,687</td><td>-0,032</td><td>59-5</td><td>31</td><td>7,222</td><td>3,853</td><td>0,66</td><td>0,646</td><td>0,008</td></tr><tr><td>57-2</td><td>31</td><td>8,222</td><td>4,227</td><td>0,67</td><td>0,696</td><td>0,046</td><td>59-6</td><td>31</td><td>7,111</td><td>3,877</td><td>0,613</td><td>0,66</td><td>0,061</td></tr><tr><td>57-3</td><td>31</td><td>8,222</td><td>4,182</td><td>0,746</td><td>0,72</td><td>-0,033</td><td>59-8</td><td>31</td><td>7,222</td><td>4,072</td><td>0,627</td><td>0,683</td><td>0,097</td></tr><tr><td>58-1</td><td>31</td><td>8,222</td><td>4,275</td><td>0,645</td><td>0,699</td><td>0,085</td><td>59-9</td><td>31</td><td>7,556</td><td>4,176</td><td>0,595</td><td>0,664</td><td>0,141</td></tr><tr><td>58-10</td><td>62</td><td>9,444</td><td>4,444</td><td>0,657</td><td>0,718</td><td>0,094</td><td>60-1</td><td>31</td><td>7,556</td><td>4,112</td><td>0,634</td><td>0,691</td><td>0,074</td></tr><tr><td>58-11</td><td>62</td><td>8,667</td><td>3,924</td><td>0,634</td><td>0,678</td><td>0,07</td><td>60-10</td><td>31</td><td>7,778</td><td>4,42</td><td>0,703</td><td>0,694</td><td>0,024</td></tr><tr><td>58-12</td><td>31</td><td>7,778</td><td>4,126</td><td>0,627</td><td>0,689</td><td>0,108</td><td>60-11</td><td>31</td><td>7</td><td>3,834</td><td>0,728</td><td>0,694</td><td>-0,028</td></tr><tr><td>58-13</td><td>31</td><td>7,333</td><td>3,885</td><td>0,634</td><td>0,696</td><td>0,091</td><td>60-14</td><td>31</td><td>7,333</td><td>4,248</td><td>0,667</td><td>0,69</td><td>0,014</td></tr><tr><td>58-14</td><td>31</td><td>8,667</td><td>3,913</td><td>0,594</td><td>0,688</td><td>0,153</td><td>60-16</td><td>31</td><td>7,667</td><td>4,23</td><td>0,706</td><td>0,684</td><td>-0,013</td></tr><tr><td>58-15</td><td>31</td><td>8,444</td><td>4,451</td><td>0,686</td><td>0,704</td><td>0,054</td><td>60-19</td><td>31</td><td>7,778</td><td>4,399</td><td>0,674</td><td>0,716</td><td>0,067</td></tr><tr><td>58-16</td><td>31</td><td>7,333</td><td>3,766</td><td>0,627</td><td>0,685</td><td>0,081</td><td>60-2</td><td>31</td><td>7</td><td>3,585</td><td>0,634</td><td>0,655</td><td>0,075</td></tr><tr><td>58-17</td><td>31</td><td>7,778</td><td>4,365</td><td>0,677</td><td>0,714</td><td>0,066</td><td>60-21</td><td>31</td><td>7</td><td>4,035</td><td>0,67</td><td>0,685</td><td>0,032</td></tr><tr><td>58-18</td><td>31</td><td>7,556</td><td>4,03</td><td>0,581</td><td>0,687</td><td>0,159</td><td>60-23</td><td>31</td><td>7,444</td><td>4,128</td><td>0,677</td><td>0,706</td><td>0,048</td></tr><tr><td>58-2</td><td>31</td><td>7,889</td><td>4,323</td><td>0,731</td><td>0,71</td><td>-0,029</td><td>60-24</td><td>31</td><td>8,222</td><td>4,484</td><td>0,644</td><td>0,699</td><td>0,086</td></tr><tr><td>58-3</td><td>31</td><td>8,111</td><td>4,198</td><td>0,665</td><td>0,695</td><td>0,042</td><td>60-26</td><td>31</td><td>7,556</td><td>4,087</td><td>0,616</td><td>0,68</td><td>0,096</td></tr><tr><td>58-4</td><td>31</td><td>8</td><td>4,166</td><td>0,7</td><td>0,709</td><td>0,011</td><td>60-3</td><td>31</td><td>6,667</td><td>3,453</td><td>0,614</td><td>0,637</td><td>0,017</td></tr><tr><td>58-5</td><td>31</td><td>8,889</td><td>4,356</td><td>0,72</td><td>0,705</td><td>-0,017</td><td>60-4</td><td>31</td><td>7,889</td><td>3,823</td><td>0,615</td><td>0,678</td><td>0,105</td></tr><tr><td>58-6</td><td>31</td><td>8</td><td>4,288</td><td>0,674</td><td>0,696</td><td>0,054</td><td>60-5</td><td>31</td><td>7,222</td><td>3,655</td><td>0,677</td><td>0,671</td><td>-0,012</td></tr><tr><td>58-7</td><td>31</td><td>7,778</td><td>3,857</td><td>0,68</td><td>0,676</td><td>0,007</td><td>60-6</td><td>31</td><td>7,778</td><td>4,263</td><td>0,646</td><td>0,709</td><td>0,108</td></tr><tr><td>58-8</td><td>31</td><td>8,556</td><td>4,384</td><td>0,638</td><td>0,713</td><td>0,121</td><td>60-8</td><td>31</td><td>7,444</td><td>3,99</td><td>0,652</td><td>0,683</td><td>0,041</td></tr><tr><td>58-9</td><td>62</td><td>9,556</td><td>4,03</td><td>0,656</td><td>0,685</td><td>0,064</td><td>61-1</td><td>31</td><td>7,222</td><td>3,906</td><td>0,662</td><td>0,66</td><td>0,003</td></tr><tr><td>59-1</td><td>31</td><td>6,889</td><td>3,983</td><td>0,638</td><td>0,671</td><td>0,064</td><td>61-2</td><td>31</td><td>7,333</td><td>3,954</td><td>0,613</td><td>0,663</td><td>0,085</td></tr><tr><td>59-10</td><td>31</td><td>7,556</td><td>4,417</td><td>0,638</td><td>0,71</td><td>0,085</td><td>61-3</td><td>31</td><td>8</td><td>4,017</td><td>0,673</td><td>0,682</td><td>0,037</td></tr><tr><td>59-2</td><td>31</td><td>7,111</td><td>4,224</td><td>0,663</td><td>0,68</td><td>0,035</td><td>61-4</td><td>31</td><td>7,667</td><td>4,259</td><td>0,681</td><td>0,696</td><td>0,036</td></tr><tr><td>59-3</td><td>31</td><td>7,333</td><td>4,092</td><td>0,62</td><td>0,684</td><td>0,146</td><td>61-6</td><td>31</td><td>8,222</td><td>4,213</td><td>0,638</td><td>0,655</td><td>0,009</td></tr><tr><td>59-4</td><td>31</td><td>7,111</td><td>4,34</td><td>0,627</td><td>0,681</td><td>0,088</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

<table><caption>Tab. 9. G-Statistiques : Indice de consanguïnité au sein des individus (Fis) et Indice différenciation génétique entre les spots (Fst) par locus, avec des probabilités basées sur 1000 répétitions (ns=non significatif, * P<0.05, ** P<0.01, *** P<0.001).</caption><thead><tr><th>Locus</th><th>Fis</th><th>Fst</th></tr></thead><tbody><tr><td>PMGC14</td><td>-0,021ns</td><td>0,026***</td></tr><tr><td>PMGC2156</td><td>0,222ns</td><td>0,036***</td></tr><tr><td>PMGC2235</td><td>0,254ns</td><td>0,035***</td></tr><tr><td>PMGC2578</td><td>-0,03ns</td><td>0,032***</td></tr><tr><td>PMGC2852</td><td>0,045ns</td><td>0,035***</td></tr><tr><td>PMGC433</td><td>-0,005ns</td><td>0,027***</td></tr><tr><td>PMGC486</td><td>-0,041ns</td><td>0,03***</td></tr><tr><td>PMGC61</td><td>-0,005ns</td><td>0,036***</td></tr><tr><td>WPMS05</td><td>0,073ns</td><td>0,029***</td></tr><tr><td>Total</td><td>0,045ns</td><td>0,032***</td></tr></tbody></table>

ns=non significatif, * P<0.05, ** P<0.01, *** P<0.001

L'indice de consanguïnité Fis présentent des indices positifs élevés de 0,222 et de 0,254 pour les loci PMGC2156 et PMGC2235 (comme pour les écotopes : Tableau 6), traduisant un déficit en hétérozygote (Tableau 9). Ici, le Fst est de 0,032, ce qui peut être considéré comme une valeur globalement forte chez les arbres forestiers (Tableau 9). L'hétérozygotie attendue par individu est plus grand que la moyenne de l'hétérozygotie attendue par spot.

Enfin, la matrice des différenciations génétiques par paires de population nous montre qu'il existe une différenciation génétique globale faible entre spots, sauf pour les 3 spots de l'écotope 2057
qui possèdent une différenciation plus forte par rapport aux autres écotopes, nous confortant dans nos résultats du tableau 7, mais nous observons également une différentiation forte entre le spot témoin 61-6 de semis de l'année 2011 (au sein de l'écotope 2061) et les autres spots (détails en annexe).

## Analyse de la variance moléculaire (AMOVA)

<table><caption>Tab. 10. Résultats de l'analyse moléculaire de la variance (AMOVA) à 4 niveaux basée sur 1000 permutations (ddl : degrés de liberté). P(valeur aléatoire ≥ valeur observée) = 0,00 ± 0,00</caption><thead><tr><th>Source de Variation</th><th>ddl</th><th>Somme des carrés</th><th>Variance attendue</th><th>Pourcentage de variation</th></tr></thead><tbody><tr><td>Entre les écotopes</td><td>4</td><td>82,133</td><td>0,02517 (Va)</td><td>0,79 (%)</td></tr><tr><td>Entre les spots au sein des écotopes</td><td>46</td><td>246,63</td><td>0,03111 (Vb)</td><td>0,98 (%)</td></tr><tr><td>Entre les individus au sein des spots</td><td>1623</td><td>5386,702</td><td>0,18757 (Vc)</td><td>5,88 (%)</td></tr><tr><td>Entre les individus</td><td>1674</td><td>4928</td><td>2,94385 (Vd)</td><td>92,35 (%)</td></tr><tr><td>Total</td><td>3347</td><td>10643,464</td><td>3,18769</td><td></td></tr></tbody></table>

L'AMOVA montre qu'une grande part (92,35%) de la variabilité génétique totale est expliquée par la variation entre individus et que le reste de cette variabilité est attribuée aux différences intra-écotope (5,88%), aux différences entre les spots au sein des écotopes (0,98%) et aux différences inter-écotopes (0,79%) (Tableau 10).

## Test de Mantel

Le test de Mantel montre de façon faiblement significative que plus les spots sont éloignés géographiquement, plus les distances génétiques augmentent (R²=0.3). Ce test nous permet d'émettre l'hypothèse qu'il n'existe vraisemblablement pas de micro-structuration géographique, ou que si elle existe celle-ci sera très faible.

## Corrélations paramètres génétiques / altitude

Les corrélations entre différents paramètres génétiques des spots (Ne, He, Na, Ho) et l'altitude ne sont pas significatives (Figure 14). Il n'y a donc aucune tendance observée avec l'altitude qui nous permet d'émettre l'hypothèse qu'il existe une micro-structuration topographique, à moins qu'elle ne soit très faible.

## D- Assignation des individus à des populations génétiques

Une première approche multi-locus bayésienne a été utilisée pour déterminer le nombre le plus probable (K) de populations génétiquement différenciées dans l'échantillonnage étudié sur la base des 11 loci microsatellites (Figure 15).
<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Fig 15. (a) Probabilité moyenne de L(K) sur 20 séries pour chaque valeur de K (1 à 20) avec 11 loci. (b) Vitesse de changement de la fonction de vraisemblance par rapport à K, L'(K) = L(K) - L(K-1). (c) Second taux de changement de l'ordre de L(K) par rapport à K, (|L''(K)|). (d) ΔK comme la moyenne des valeurs absolues des L''(K) divisées par l'écart-type de L(K), ΔK = m (|L''(K)|) / s [L(K)].</figcaption></figure>

Une seconde approche multi-locus bayésienne a été utilisée pour déterminer le nombre le plus probable (K) de populations génétiquement différenciées dans l'échantillonnage étudié sur la base des 9 loci microsatellites (loci PMGC2838 et PMGC667 éliminés). Sur la base de 11 loci (Figure 15) ou de 9 loci (figure non présentée) le K le plus probable est égal à 1. Aucune structure n'a donc été détectée grâce à cette méthode de regroupement non spatialisé, ou si elle existe celle-ci est trop faible pour être détectée.

## 4- Analyses de génétique des populations et comparaison de diversité de l'écotope 2058

Une des questions de ce travail était d'évaluer la conséquence des travaux sur la diversité génétique des peupliers noirs sur l'écotope 2058. Pour ceci, nous avons à disposition les données après travaux des semis 2013 sur cet écotope, basées sur 11 marqueurs microsatellites, avec un total de 651 individus répartis en 18 spots. Par ailleurs, des données avant travaux (2008) ont été acquises dans le cadre d'une étude de diversité génétique sur l'écotope 2058, 32 individus âgés de 3 ans ont été échantillonnés sur 9 quadrats de 4m² et génotypés (au total 288 individus). Données manquantes et clonalité importante ont réduit l'effectif analysé, avec finalement un total de 176 individus de 6 quadrats et 9 marqueurs microsatellites.

Les paramètres génétiques habituels : nombre d'allèles observé (Na), nombre d'allèles attendu (Ne), taux d'hétérozygotie observé (Ho), taux d'hétérozygotie attendu (He), indice de fixation (F), indice de différenciation (Fst) ont été estimés pour les données 2013 et 2008 (Tableau 11).
Données 2013 : l'analyse des loci montre une très grande variabilité en termes de nombre d'allèles (8 à 32 allèles) et d'hétérozygotie (0.1<Ho<0.8 et 0.3<He<0.9). Les locus PMGC667 et WPMS05 présentent un grand nombre d'allèles. Nous observons un fort déficit significatif en hétérozygotes (indice de fixation F) aux loci PMGC2838 et PMGC667 (Tableau 11), et plus modéré pour les loci PMGC2156 et PMGC2235.

Données 2008 : l'analyse des loci montre une très grande variabilité en termes de nombre d'allèles (7 à 21 allèles) et d'hétérozygotie observé (0.1<Ho<0.8), au contraire de l'hétérozygotie attendue peu variable (0.6<He<0.8). Le locus PMGC667 présente un grand nombre d'allèles. Nous observons un déficit significatif en hétérozygotes (indice de fixation F) aux loci PMGC 667, PMGC2235 et PMGC2838 (Tableau 11).

Pour l'analyse de la diversité génétique, pour les données 2013 nous éliminerons le loci PMGC2838 peu polymorphe et PMGC667 qui présente un excès d'homozygotes à cause de la présence d'un allèle nul. Par contre, pour les données 2008 nous éliminerons le loci PMGC2838 peu polymorphe et PMGC2235 qui présente un excès d'homozygotes à cause de la présence d'un allèle nul (détails en annexe).

<table><caption>Tab. 11. Ecotope 2058, données 2008 et 2013 - Estimation sur l'ensemble des individus par locus du nombre d'allèles observé (Na), du nombre effectif d'allèles (Ne), du taux d'hétérozygotie observé (Ho), du taux d'hétérozygotie attendu (He) et de l'indice de fixation (F) (jaune > à 0,3 et orange 0,1<F<0,3).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Locus</th><th colspan="2">Na</th><th colspan="2">Ne</th><th colspan="2">Ho</th><th colspan="2">He</th><th colspan="2">F</th></tr><tr><th>2008</th><th>2013</th><th>2008</th><th>2013</th><th>2008</th><th>2013</th><th>2008</th><th>2013</th><th>2008</th><th>2013</th></tr></thead><tbody><tr><td>PMGC14</td><td>11</td><td>10</td><td>4,389</td><td>3,954</td><td>0,785</td><td>0,729</td><td>0,772</td><td>0,747</td><td>-0,017</td><td>0,024</td></tr><tr><td>PMGC2156</td><td></td><td>9</td><td></td><td>1,486</td><td></td><td>0,247</td><td></td><td>0,327</td><td></td><td>0,244</td></tr><tr><td>PMGC2235</td><td>13</td><td>15</td><td>5,004</td><td>4,325</td><td>0,542</td><td>0,544</td><td>0,8</td><td>0,769</td><td>0,322</td><td>0,292</td></tr><tr><td>PMGC2578</td><td>13</td><td>16</td><td>4,666</td><td>4,931</td><td>0,782</td><td>0,79</td><td>0,786</td><td>0,797</td><td>0,005</td><td>0,009</td></tr><tr><td>PMGC2838</td><td>5</td><td>8</td><td>1,674</td><td>1,696</td><td>0,314</td><td>0,117</td><td>0,403</td><td>0,411</td><td>0,22</td><td>0,715</td></tr><tr><td>PMGC2852</td><td>15</td><td>19</td><td>6,101</td><td>6,451</td><td>0,867</td><td>0,753</td><td>0,836</td><td>0,845</td><td>-0,037</td><td>0,108</td></tr><tr><td>PMGC433</td><td></td><td>10</td><td></td><td>1,885</td><td></td><td>0,462</td><td></td><td>0,47</td><td></td><td>0,015</td></tr><tr><td>PMGC486</td><td>9</td><td>13</td><td>4,589</td><td>4,649</td><td>0,795</td><td>0,824</td><td>0,782</td><td>0,785</td><td>-0,017</td><td>-0,05</td></tr><tr><td>PMGC61</td><td>11</td><td>12</td><td>4,985</td><td>5,873</td><td>0,722</td><td>0,794</td><td>0,799</td><td>0,83</td><td>0,097</td><td>0,043</td></tr><tr><td>PMGC667</td><td>21</td><td>32</td><td>5,119</td><td>9,994</td><td>0,426</td><td>0,622</td><td>0,805</td><td>0,9</td><td>0,471</td><td>0,309</td></tr><tr><td>WPMS05</td><td></td><td>21</td><td></td><td>6,633</td><td></td><td>0,758</td><td></td><td>0,849</td><td></td><td>0,107</td></tr><tr><td>PMGC333</td><td>7</td><td></td><td>2,853</td><td></td><td>0,709</td><td></td><td>0,65</td><td></td><td>-0,092</td><td></td></tr></tbody></table>

Un test de Student nous confirme qu'il n'existe pas de différences significatives entre les moyennes des paramètres génétiques pour les données de 2008 et de 2013 (figure non présentée). L'indice Fst, la différenciation des populations par rapport au total, est identique pour les données avant et après travaux avec un Fst d'environ 0,024 pouvant être considéré comme une différenciation importante (Tableau 12).
<table><caption>Tab. 12. G-Statistiques : Indice différenciation génétique entre les populations (spot ou quadrat) (Fst) par années sur l'écotope 2058, avec des probabilités basées sur 1000 répétitions (ns=non significatif, * P<0.05, ** P<0.01, *** P<0.001).</caption><thead><tr><th>Années</th><th>Nb individus</th><th>Nb spots</th><th>Nb loci</th><th>Fst</th></tr></thead><tbody><tr><td>2013</td><td>651</td><td>18</td><td>9</td><td>0,025***</td></tr><tr><td>2008</td><td>176</td><td>6</td><td>7</td><td>0,022***</td></tr></tbody></table>

D'après nos résultats, il n'y a pas de différence avant et après travaux de la diversité génétique du peuplier noir sur l'écotope 2058. Cependant, pour conclure sur la conséquence réelle à plus long terme des travaux sur la diversité génétique, il faudra tester la diversité génétique des semis 2013 survivant après l'hiver. En effet, la diversité génétique peut être identique au niveau de la régénération mais pas au niveau de l'installation à long terme de ces semis.

## Conclusions

L'étude des semis de peuplier noir de l'année 2013, sur les îles de Mareau-aux-prés, a montré qu'il existait une différenciation génétique entre écotopes et entre spots de ces semis 2013 mais que celle-ci restait très faible. Cependant, une différenciation plus forte de l'écotope 2057 (spots 57-1, 57-2 et 57-3) avec les autres a été observée, ainsi que pour le spot 61-6 de semis de 2011 au sein de l'écotope 2061. Aucune tendance entre les paramètres génétiques calculés au sein des spots et leur altitude réciproque n'a été observée.

Nos résultats nous permettent de conclure qu'il n'existe pas de structuration spatiale des semis de peuplier noir en 2013, ni de structuration en populations génétiques ou que les différences de la composition génétique sont trop faibles pour détecter la présence de sous-populations génétiques. De plus, aucune différence n'a été détectée avant et après travaux de la diversité génétique sur l'écotope 2058.

D'une part, ces différents résultats peuvent être mis en relation avec le fait que l'année 2013 fut une année atypique, donc exceptionnelle, au niveau de la fluctuation du niveau de la Loire. En effet, l'abaissement tardif du niveau de la Loire en 2013 en relation avec la phénologie de la floraison, nous permet d'émettre l'hypothèse que l'absence de microstructuration spatiale de la diversité génétique des semis 2013 à Mareau-aux-prés est peut être due à l'installation de semis provenant de graines issues d'arbres-mères 'tardifs' (la barre sédimentaire de l'écotope 2058 n'est apparue que mi-juin alors que la déhiscence des graines de peuplier noir a débuté mi-mai). Un point de comparaison avec une autre année serait nécessaire pour conforter cette hypothèse.

D'autre part, les 2 crues estivales du mois d'août (Figure 18) ont pu apporter une deuxième perte de variabilité par l'enfouissement des semis sous de nouveaux sédiments apportés par la dynamique fluviale, ou par leur arrachement suivant l'importance de l'implantation du semis au regard de la texture sédimentaire. Enfin, il serait important d'associer ces travaux avec les travaux de la thèse de Coraline Wintenberger sur le potentiel d'implantation du peuplier noir au regard de la morphologie et de la recolonisation de cette espèce suivant la dynamique fluviale du site (Wintenberger C. 2015).
<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Fig. 18. Hydrogramme du Pont Royal (Orléans) entre mai et septembre 2013</figcaption></figure>

Perspectives

Afin de compléter ce travail, les données des semis de peuplier noir de l'année 2013 devront être comparées à d'autres populations. Au sein de l'INRA d'Orléans (Unité AGPF) des données ADN sont disponibles pour deux populations de peuplier noir adultes : la population de Saint-Privé-St-Mesmin (en amont, SPM, 50 individus) et la population de St-Ay (en aval, 300 individus génotypés). Une analyse supplémentaire de l'ADN des arbres adultes de ilots Mareau-aux-prés permettrait de localiser les arbres-mères des semis, en amont et aval de l'écotope 2058. Enfin, pour un travail à long terme, il serait intéressant d'étudier le devenir des semis 2013 en 2014 et de tester si la diversité génétique des semis ayant passés l'hiver est la même ou a été réduite. Enfin, une nouvelle étude sur la diversité génétique d'un nouvel évenement de régénération serait particulièrement intéressante.
# Tâche 2. Inventaire, cartographie et dynamique de recolonisation des Carabidae

Les travaux d'arasement réalisés courant 2012 sur l'un des ilots de la Réserve Naturelle Nationale de Saint-Mesmin (ci-après dénommée RNN) en région Centre-Val de Loire ont constitué une occasion unique de suivre la formation d'un nouvel ilot et d'étudier les conséquences des travaux sur les communautés représentatives de la biodiversité ligérienne et d'acquérir des connaissances sur la recolonisation des milieux insulaires par la biodiversité entomologique associée. Les écosystèmes fluviaux et en particulier les milieux pionniers des grèves sont des milieux uniques pour de nombreux insectes. Parmi ceux-ci, les coléoptères Carabidae sont de bons indicateurs de ces milieux (Lachat et al. 2001). Pour cette raison, nous avons choisi les Carabidae comme modèle pour cette étude.

Les principaux objectifs de la tâche 2 étaient de comprendre les règles d'assemblages des espèces de Carabidae en fonction des nouveaux habitats créés au cours de la formation de l'ilot C et d'expliquer le potentiel de dispersion des Carabidae à partir d'habitats sources.

## Cette tâche est divisée en deux actions :

**Action 2.1** : Etude des assemblages et de la variabilité de cet assemblage dans l'espace et dans le temps des Carabidae présents sur l'îlot avant perturbation par les travaux.

**Action 2.2** : Etude des assemblages successifs au cours de la colonisation de l'îlot et comparaison avec les assemblages avant perturbation par les travaux. Comparaison avec les habitats sources sur les berges.

L'Unité de Recherche de Zoologie Forestière de l'INRA Val de Loire a coordonné cette tache réalisée avec la participation de l'équipe EFNO de l'Irstea de Nogent-sur-Vernisson, l'UMR CBGP de Montpellier, et l'association Entomotec. Chacune de ces structures a été associée en fonction de ses compétences et des disponibilités respectives des partenaires impliqués (tableau 1).

<table><caption>Tab. 1 : contribution de chaque partenaire dans la réalisation de la tâche 2</caption><thead><tr><th></th><th>INRA URZF</th><th>Irstea</th><th>CBGP</th><th>Entomotec</th></tr></thead><tbody><tr><td>conceptualisation de l'étude</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>caractérisation des habitats</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td></tr><tr><td>conception du piège d'échouage</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>expérimentations 2012</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>expérimentations 2013</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td></tr><tr><td>expérimentations 2014</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Tri des échantillons</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Déterminations des échantillons</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Mise à disposition d'une collection de référence, des ouvrages et publications taxinomiques</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>analyses des données</td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>rédactions scientifiques</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr></tbody></table>
# 1. Matériels et méthodes

## 1.1 Choix des Carabidae comme modèle d'étude

Les invertébrés sont des organismes clés dans le fonctionnement des écosystèmes (Coleman et Hendrix 2000). Parmi ceux-ci, les insectes représentent plus de la moitié des êtres vivants connus sur la planète avec près d'un million d'espèces recensées, soit environ 80% des espèces animales (Villemant et Blanchot 2004). Les Coléoptères forment le plus vaste ordre des insectes, avec environ trois cent mille espèces à travers le monde (Leraut et Mermet 2003) et environ 9600 espèces en France (Martinez et Gauvrit 1997). C'est un groupe important de la faune du sol, où ils sont largement représentés par une famille : les Carabidae (Dajoz 2007). Les coléoptères Carabidae sont des insectes dont la taille varie assez largement d'une espèce à l'autre. Certains Carabidae peuvent atteindre 40mm de long (e.g. *Procrustes coriaceus* L.), tandis que d'autres espèces n'excèdent pas 5mm (e.g. *Dyschiriodes globosus* Herbst). La plupart des espèces sont prédatrices et s'attaquent aux Mollusques (e.g. *Cychrus* spp.), aux Collemboles (e.g. *Leistus* spp., *Notiophilus* spp.) aux vers de terre (e.g. *Abax* spp.), ainsi qu'à d'autres invertébrés sous forme adulte ou larvaire (Barker 2004; Luff 2007). Certaines espèces sont des zoophages prédominants et ont un régime carnivore à plus de 90% (Dajoz 2002). Quelques espèces sont phytophages (e.g. *Zabrus tenebrioides*) et consomment essentiellement les graines et les inflorescences (Honek et al. 2003; Honek et al. 2006; Saska et al. 2010; Tooley et Brust 2002). Au-delà de ces critères, les Carabidae constituent :

### 1.1.1 Un groupe emblématique des études scientifiques en écologie

Le nombre important de Carabidae présents en France, avec plus de 1000 espèces (Coulon et al. 2000), la bonne connaissance taxinomique de ce groupe (Coulon et al. 2011b), la diversité des milieux qu'ils colonisent, leur relative abondance, la connaissance de leur écologie (Desender et al. 2010; Thiele 1977; Valemberg 1997), l'usage de méthodes de capture simples, reproductibles et efficaces (Work et al. 2002) sont des critères décisifs dans leur choix comme modèle d'étude. De plus, ils se sont montrés être de bons indicateurs biologiques de la nature du sol, de l'hygrométrie, de la couverture, du niveau trophique et des types d'habitats (Paillet 2007; Rainio et Niemela 2003), ainsi que de leurs perturbations (Avgn et Luff 2010). Ils ont déjà été utilisés dans un certain nombre d'études de biodiversité en forêt (Magura et al. 2001; Richard 2004), en peupleraies (Allegro et Sciaky 2003; Denux et al. 2007; Elek et al. 2010) ou en milieux agricoles (Holland et al. 2012; Liu et al. 2010; Sonoda et al. 2011), mais aussi en milieu alluvial (Januschke et al. 2011; Lambeets et al. 2008). Dans les zones alluviales, les bancs de sable et de graviers sont importants pour un certain nombre d'espèces de Carabidae (Lachat et al. 2001) qui sont de bons bioindicateurs de la gestion et de la restauration des écosystèmes fluviaux (Gerisch et al. 2006; Januschke et al. 2011).

### 1.1.2 Une faune caractéristique des habitats rivulaires

Les Carabidae ont conquis presque tous les milieux terrestres de la planète, de la zone intertidale jusqu'en haute montagne, mais également dans la profondeur des grottes et les zones arctiques (Dajoz 2002). Les berges et îles de rivière hébergent notamment des cortèges de Carabidae ripicoles (sur les bords des eaux) et pélophiles (sur les vases humides) spécifiques des stades pionniers que constituent les milieux rivulaires nus, nouvellement formés ou arasés par les crues et encore dépourvus de végétation : bancs de sable, grèves, vasières (Bigot et Gautier 1981; Coulon et al. 2000). Ainsi, certaines espèces de Carabidae apparaissent étroitement associées aux micro-habitats générés par le régime d'inondation ou le mode de gestion de cours d'eau européens (Gerisch et al. 2006; Van Looy et al. 2005).

En bord de Loire plusieurs espèces sont caractéristiques de ces milieux pionniers, parmi lesquelles *Omophron limbatum* (fig. 1a) et *Chlaenius spoliatus* (fig. 1b), deux espèces déterminantes en région Centre (DREAL Centre 2012).
A

<figure><img src="image_38.png" /></figure>

B

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Fig. 1 : habitus d'Omophron limbatum (A) et de Chlaenius spolaitus (B)</figcaption></figure>

### 1.1.3 Une réponse aux perturbations sous forme de succession

Différentes études ont montré que les Carabidae étaient de bons modèles pour comprendre les perturbations ou les successions d'espèces dans les milieux agricoles (Hance 2002; Holland et Reynolds 2003), forestiers (Kwiatkowski 2011; Richard et al. 2004; Winter 1980) ou rivulaires (Lambeets et al. 2008). L'arasement de l'île allait provoquer la destruction totale de ses habitats, ainsi que les communautés de Carabidae associées. La formation progressive d'un nouvel ilot constituait une opportunité d'observer les règles d'assemblage et de successions des espèces de Carabidae, dans une expérience grandeur nature de formation de nouveaux habitats (Drake 1990).

### 1.1.4 Des modes de colonisation variés en fonction de la biologie des espèces

Trois modes de colonisation sont connus pour les milieux rivulaires: (i) la colonisation par la voie aérienne pour les espèces capable de voler, (ii) par la voie terrestre (marche) pour les espèces qui se trouvent en connectivité terrestre à l'étiage, (iii) par la voie fluviale pour les espèces emportées par les eaux (Kotze et al. 2000).

L'étude des communautés de Carabidae sur des îles situées dans des archipels maritimes, des polders ou des lacs a montré que la colonisation des îles par les Carabidae ne s'expliquait pas par un simple processus d' "échantillonnage passif", par tirage aléatoire d'espèces du pool continental en fonction de la taille de l'île, mais que cette colonisation dépendait de divers facteurs, parmi lesquels les types d'habitats disponibles sur l'île, les caractéristiques biologiques et écologiques des espèces (notamment leur capacité de dispersion et leur compétitivité) et l'ordre d'arrivée des espèces (Kotze et al. 2000; Niemela 1988a, b; Niemela et al. 1985; Ranta et As 1982; Ulrich et Zalewski 2007). Les îles étudiées en mer ou dans des polders abritent notamment plus d'espèces généralistes, et plus d'espèces de petite taille que le continent (As et al. 1997; Kotze 2008; Ranta et As 1982). Par ailleurs, même si l'on pourrait s'attendre à une plus forte colonisation des îles par les espèces les plus dispersives, et donc ailées (den Boer 1977), les patrons observées tendent à démontrer le contraire : les îles étudiées abritent plus d'espèces sans ailes que le continent (Kotze et al. 2000; Zalewski et Ulrich 2006).

Parmi ces études, peu excepté Ranta et As (1982) ont pris en compte l'aspect dynamique de la colonisation des îles par les Carabidae. En outre, aucune d'entre elles n'a pu suivre, en temps réel, les processus d'assemblage de communautés de Carabidae au cours de la formation d'une île. C'est ce que nous nous proposons de faire dans le cadre de ce projet.

## 1.2 Choix des habitats et des zones d'étude

En 2012, nous avons recherché et essayé de cartographier à partir d'orthophotos (source IGN, année 2006) les habitats naturels présents sur l'ensemble des ilots de la RNN (habitats sources potentielles) et en amont et en aval sur la Loire (habitats comparables) sur une distance d'environ 50 km de la
RNN. Une simulation cartographique a été réalisée afin de s'assurer de la possibilité d'échantillonner
les habitats potentiels sur l'ensemble de la zone d'étude et plus particulièrement sur le proche
environnement de la RNN (figure 2).

Nous avons ensuite défini à partir de notre expérience et de la littérature les types d'habitat pionniers présents sur l'ilot C de la RNN avant son arasement et caractéristiques de l'entomofaune Carabidae ligérienne. Nous avons sélectionné les plus fréquents et les mieux répartis : gravier humide, gravier sec, sable humide, sable sec, vase et dépôt, fente de retrait, milieu enherbé et taillis de peuplier. (Figure 3).
<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Fig. 2 : simulation d'un échantillonnage des habitats naturels présents dans le proche environnement de la RNN</figcaption></figure>
<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Fig. 3 : habitats ligériens retenus pour l'étude des Carabidae</figcaption></figure>
Des prospections sur le terrain ont permis de valider en fine nos zones d'études. Les zones retenues ont été les autres ilots de la RNN, Sandillon à environ 24km en amont de la RNN et Beaugency à environ 12 km en aval de la RNN (figure 4). En 2013, les piégeages des habitats situés dans le secteur de Beaugency ont subi de nombreux problèmes de vandalisme qui nous ont conduit à rechercher un autre site en aval de la RNN. De nouvelles prospections nous ont permis de sélectionner un site naturel situé aux abords de la commune de Muides-sur-Loire (environ 30 km en aval de la RNN).

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Fig. 4 : localisation des zones d'étude le long de la Loire</figcaption></figure>

Les habitats comparables à ceux de la RNN, échantillonnés en amont (Sandillon) et en aval (Beaugency et Muides-sur-Loire), sont situés sur des grèves connectées aux bergers en dehors des périodes de crue.

L'accès et le transport du matériel d'échantillonnage sur les ilots de la RNN et sur le site de Muides-sur-Loire ont nécessité l'utilisation d'un bateau rigide (équipé d'un moteur thermique de 6cv) et d'un canoé. Les sites de Sandillon et de Beaugency étaient quant à eux totalement accessibles par voie terrestre en dehors des périodes de crue.

Une autorisation individuelle de circulation a été accordée par le Conseil Général du Loiret pour nous permettre de circuler en voiture sur le domaine public fluvial de Loire et nous rendre ainsi sur les sites d'études loiretains (annexe 1).

## 1.3 Echantillonnage des Carabidae

### 1.3.1 Méthodes d'échantillonnage

Les coléoptères Carabidae peuvent se disperser selon plusieurs modes : la marche, le vol, le transport passif via le substrat (e.g. déplacement de terre dans le cadre d'un chantier) et le transport actif ou passif sur l'eau notamment lors de crues. Nous avons étudié les principales voies de
recolonisation de l'ilot C après son arasement, en utilisant des techniques éprouvées (e.g. Barber) et novatrice (e.g. piège d'échouage).

L'inventaire des Carabidae au sol a été réalisé à l'aide de deux dispositifs standardisés : piège Barber et quadrat de prélèvement.

Le piège d'interception de type Barber (ou piège à fosse) est la méthode d'échantillonnage des Carabidae la plus largement utilisée (Work et al. 2002). Ce piège est formé de deux gobelets cylindriques en plastique imbriqués l'un dans l'autre (figure 5a), afin de permettre un démoulage essai lors des récoltes, que l'on dispose au ras du sol. Le piège est rempli au tiers par une solution conservatrice de mono-propylène glycol à 20% saturée en sel. Un agent mouillant est ajouté afin d'abaisser la tension superficielle du mélange, les insectes coulent ainsi au fond du piège où ils se noient. Chaque piège est protégé des précipitations et des chutes de débris végétaux par un toit en contre-plaqué, maintenu à environ 5 cm au-dessus du sol.

Les pièges Barber ont été installés à une distance minimum de 10 m les uns des autres, pour éviter des éventuels effets inter-piège. Chaque piège Barber a été géo-référencé. Plusieurs paramètres ont été renseignés à la pose et au relevé des pièges : le type et la surface de l'habitat, la distance au point d'eau le plus proche et différents paramètres microenvironnementaux dans un rayon d'un mètre autour du piège (humidité du sol, proportion des différents éléments du sol en surface, pourcentage de couverture végétale). Une photo du piège (orthophoto) et deux photos de son environnement ont été systématiquement prises.

Les Carabidae ripicoles et pélophiles, très fréquent en bord de Loire, comportent de nombreuses espèces peu capturées au piège Barber (e.g. espèce de petite taille). Des prélèvements par quadrat (Figure 5b) ont également été réalisés pour compléter les prélèvements par piège Barber et obtenir la meilleure image possible de l'entomofaune Carabidae présente sur les habitats échantillonnés. Cette méthode a déjà montré son intérêt pour cette faune particulière (Bigot et Gautier 1981; Dajoz 2002).

Les échantillons ont été prélevés à l'aide d'un cadre métallique carré de 0,25 m² appliqué rapidement sur le sol pour limiter la fuite des invertébrés (Andersen 1995). Les individus ont été capturés avec cette technique suivant trois actions complémentaires : (i) les individus directement visibles ont été immédiatement capturés à vue à l'aide d'un aspirateur à bouche. (ii) une orthophoto du quadrat a été réalisée afin de définir a posteriori les différents paramètres microenvironnementaux. (iii) La surface du quadrat a ensuite été arrosée afin de provoquer un phénomène de sortie et de fuite de certaines espèces. (iv) Les pierres, graviers et débris superficiels ont été enlevés à la main pour y extraire les individus logés en dessous.
A

<figure><img src="image_43.png" /></figure>

B

<figure><img src="image_44.png" /></figure>

C

<figure><img src="image_45.png" /></figure>

D

<figure><img src="image_46.png" /></figure>

Fig. 5 : techniques d'échantillonnage des Carabidae. (a) Barber (b) quadrat (c) polytrap, (d) piège d'échouage

Les Carabidae se déplaçant par voie aérienne ont été échantillonnés via des pièges d'interception de type polytrap (figure 5c). Ce type de piège ne permet pas d'associer les espèces à leur micro-habitat (Nageleisen et Bouget, 2009), mais peut apporter des informations utiles sur l'action de vol de certaines espèces. Ces pièges ont été installés sur des arbres à des endroits jugés stratégiques pour l'interception des Carabidae volants.

Un piège d'échouage (figure 5d) a été développé au cours de l'étude afin de recueillir d'éventuels Carabidae emportés par **voie fluviale** sur la Loire et pouvant ainsi s'échouer sur l'ilot C de la RNN de Saint-Mesmin. Ce dispositif inédit a nécessité de nombreux mois de développement. Il permet de recueillir les éléments flottant sur l'eau (insectes, propagules végétales, etc.) en suivant, via une translation verticale sur un axe, la ligne d'eau au gré des fluctuations de la Loire (figure 6).
<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>Fig. 6 : schéma du piège d'échouage et translation verticale de celui-ci en fonction de la hauteur d'eau
Légende : la flèche bleue indique le sens du courant</figcaption></figure>

Sa flottabilité et sa stabilité ont été testées avec succès sur étang puis sur la Loire en 2014 et 2015. Les crues importantes de la Loire n'ont pas permis de l'utiliser en routine et de vérifier son efficacité dans l'interception d'individus flottant à la surface de l'eau.

Durant la période d'échantillonnage aucun étiage suffisant n'a permis une connectivité terrestre entre l'ilot C et les autres ilots de la RNN ou les berges. Le dispositif de piégeage envisagé pour intercepter les Carabidae migrant par voie terrestre à l'étiage (piège barrière) n'a donc pas pu être utilisé dans le cadre de l'étude.
### 1.3.2 Puissance d'échantillonnage et périodicité des relevés

L'échantillonnage a été réalisé en favorisant la zone cœur de l'étude, à savoir l'ilot C (Tableau 2). En 2012, seul l'ilot C a été échantillonné avant son arasement. A minima et lorsque que cela a été possible, nous avons réalisé 8 répétitions à l'aide de piège Barber et 10 répétitions par quadrat pour chaque habitat. De 2013 à 2014, nous avons échantillonné les autres ilots de la RNN ainsi que des sites amont et avals, avec 5 pièges Barber par habitats et 10 quadrats par habitats pour chaque site étudié.

<table><caption>Tab. 2. Dispositif d'échantillonnage théorique en fonction des sites étudiés</caption><thead><tr><th rowspan="2">année</th><th rowspan="2">méthode</th><th>site amont</th><th colspan="3">RNN de Saint-Mesmin</th><th colspan="2">sites aval</th></tr><tr><th>Sandillon</th><th>ilot a et B</th><th>ilot C</th><th>ilot D</th><th>Beaugency</th><th>Muides-sur-Loire</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">2012</td><td>Barber</td><td></td><td></td><td>8 répétitions / habitat</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Quadrat</td><td></td><td></td><td>10 répétitions / habitat</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Polytrap</td><td></td><td></td><td>3 répétitions</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="3">2013</td><td>Barber</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td></td></tr><tr><td>Quadrat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td></td></tr><tr><td>Polytrap</td><td>2 répétitions</td><td>3 répétitions</td><td></td><td>3 répétitions</td><td>2 répétitions</td><td></td></tr><tr><td rowspan="3">2014</td><td>Barber</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td>5 répétitions / habitat</td><td></td><td>5 répétitions / habitat</td></tr><tr><td>Quadrat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td>10 répétitions / habitat</td><td></td><td>10 répétitions / habitat</td></tr><tr><td>Polytrap</td><td>2 répétitions</td><td>3 répétitions</td><td></td><td>3 répétitions</td><td></td><td>2 répétitions</td></tr></tbody></table>

Les échantillonnages ont pris en compte les évolutions saisonnières de la Loire et notamment le déplacement de la ligne d'eau et la création de nouveaux micro-habitats (e.g. fente de retrait). De nouveaux points d'échantillonnages par Barber ont donc été créés au cours des campagnes d'échantillonnage successives en fonction du déplacement de la ligne d'eau et de la création ou disparition de micro-habitats.

Les relevés ont été réalisés de juillet à septembre, avec une périodicité de 2 semaines. Les élévations du niveau de la Loire nous ont cependant poussé à moduler, pour des raisons de sécurité, la fréquence des relevés entre 11 et 31 jours.

### 1.3.3 Détermination des Carabidae et validation des échantillons

Le contenu de chaque piège a été intégralement récupéré dans des pots, puis congelé dans les laboratoires de l'URZF afin d'assurer une parfaite conservation. Une fois trié, les coléoptères Carabidae ont été isolés et placés dans des tubes avec de l'alcool à 70°C. La détermination des individus a été réalisée sous stéréomicroscope, à l'aide de la collection de référence d'Entomotec et de la littérature spécialisée (faunes et publications taxinomiques françaises et étrangères). Si
nécessaire, les organes sexuels mâles et femelles (genitalia) ont été étudiés pour permettre l'identification des espèces. Après l'identification et comptage, et à l'exception de quelques individus préparés pour une mise en collection, les Carabidae ont été conservés en alcool à 70° au congélateur afin de permettre une préservation optimale des espèces les plus délicates et d'effectuer, si besoin, un retour sur l'identification a posteriori.

Nous avons exclu des analyses les échantillons où aucun Carabidae n'a été répertorié et les pièges Barber ayant subi une perturbation (e.g. chapeau couché, piège noyé).

Compte tenu des difficultés sur le terrain pour trouver suffisamment de répétitions, des crues répétées en 2013 et 2014 qui ont emporté de très nombreux pièges Barber, du vandalisme sur le dispositif mis en place à Beaugency en 2013 et des critères de sélection de nos échantillons, seule une partie des pièges Barber, des quadrats et des polytraps a été validée pour les analyses (Annexe 2). Au final, 470 échantillons Barber, 179 quadrats et 11 polytraps ont été validés et utilisés pour les analyses.

Les Carabidae présents dans certains échantillons non validés ont cependant été identifiés afin de compléter la liste des espèces présentes sur les sites d'études, et de conforter la valeur de ces sites en termes de patrimonialité et d'intérêt régional.

## 1.4 Recueil des données biologiques et écologiques

Les données biologiques et d'écologie ont été recherchées puis synthétisées pour toutes les espèces (tableau 3) à partir des informations obtenues dans les ouvrages et publications entomologiques suivants : (Bousquet 2010; Coulon 2005; Coulon et al. 2011a, b; Jeannel 1941; Jeannel 1942; Larochelle et Lariviere; Lindroth 1992; Luff 1998; Luff 2007; Luka et al. 2009; Valemberg 1997).

<table><caption>Tab. 3. Paramètres recherchés pour les coléoptères Carabidae</caption><thead><tr><td>paramètres</td><td>modalités</td></tr></thead><tbody><tr><td>taille</td><td>minimum, maximum, moyenne</td></tr><tr><td>ouverture du milieu</td><td>ouvert, fermé, ubiquiste</td></tr><tr><td>substrat</td><td>sable, cailloux et graviers, terre, humus...</td></tr><tr><td>valeur écologique</td><td>sténoèce, euryèce</td></tr><tr><td>humidité</td><td>sténo-hygrophile à sténo-xérophile</td></tr><tr><td>développement alaire</td><td>macroptère, polymorphe, microptère-aptère</td></tr><tr><td>action de vol</td><td>oui, non</td></tr></tbody></table>

## 1.5 Analyses statistiques et spatiales

Les données d'abondance du cortège d'espèces de Carabidae ont été analysées à l'aide de différentes méthodes pour (1) explorer la variation de structure des communautés notamment en fonction des habitats, (2) identifier les espèces indicatrices de certains milieux, et (3) appréhender le patron de richesse spécifique entre habitats.

Les analyses statistiques ont été réalisées à l'aide du logiciel R (R Developpment Core team 2013). Le seuil de significativité des tests utilisés était de $\alpha = 0,05$.

Nous avons évalué la robustesse de notre effort d'échantillonnage à l'aide de courbes de richesse cumulée qui représentent le nombre d'espèces inventoriées en fonction du nombre d'observations cumulées. Plus la courbe se rapproche d'une asymptote (palier), plus l'échantillonnage peut être considéré comme exhaustif. Ainsi la courbe sert à évaluer le degré d'exhaustivité de l'échantillonnage. Elle permet aussi de comparer différents sites d'étude à effort d'échantillonnage standardisé (Dauffy-Richard et Archaux 2007).

Nous avons évalué la richesse spécifique potentielle à l'aide d'estimateurs qui permettent d'obtenir une représentation du nombre d'espèces présentes sur un site donné à partir d'une interpolation des données collectées. Plusieurs estimateurs sont proposés dans la littérature pour obtenir une
estimation de cette richesse spécifique (Shen et He 2008), parmi lesquels Chao, Jackknife 1, jackknife 2 et Bootstrap. Nous avons choisi l'estimateur Bootstrap dans cette étude. Les courbes de richesses cumulées et les estimations de richesse spécifique ont été réalisées en utilisant le package Vegan v 2.0-10 (Dixon 2003; Oksanen et al. 2013).

Le test non paramétrique de Wilcoxon a été utilisé pour comparer les différences d'abondances des espèces entre les différents habitats échantillonnés avant et après l'arassement de l'ilot C.

Les assemblages de Carabidae avant et après arassement pour chacun des habitats retrouvés, ont été comparés via des mesures de similarité. Seules ont été pris en compte les données de présence ou d'absence des espèces, indépendamment de leur abondance et en ne tenant pas compte des doubles absences entre relevés qui ne doivent pas être interprétées comme une ressemblance entre deux relevés (Borcard et al. 2011). Nous avons choisi l'indice de similarité de Jaccard et utilisé le package Vegan pour les calculs (Gardener 2014; Oksanen et al. 2013).

Nous avons cherché à définir les espèces indicatrices des habitats échantillonnés en utilisant l'index IndVal, développé par Dufrene et Legendre (1997). Dans ce test, une espèce est indicatrice si elle est à la fois typique d'un groupe d'habitats (et peu représentée dans les autres habitats) et si elle est fréquente dans les relevés de cet habitat (fidélité à l'habitat). Nous avons utilisé le package labdsv (Roberts 2015) pour calculer l'index IndVal.

Pour appréhender la variation de composition des différents habitats étudiés et la structure des communautés de Carabidae, nous avons employé l'Analyse en Composantes Principales (ACP) sur variables instrumentales comme méthode multivariée. Cette méthode d'analyse est employée pour traiter les tableaux de données quantitatives, typiques en écologie (Legendre et Legendre 1998). L'ACP nous a permis d'identifier les espèces caractéristiques des différents habitats étudiés et d'appréhender les différences inter-habitats en termes d'assemblage d'espèces.

L'autocorrélation spatiale est l'absence d'indépendance entre observations géolocalisées. Ainsi, on constate très souvent que les variables spatialisées sont soumises à des dépendances spatiales (ou interactions spatiales), qui sont d'autant plus fortes que les localisations sont plus proches : "everything is related to everything else, but near things are more related than distant things" (Tobler, 1970).

Nous avons testé la présence d'autocorrélation spatiale pour chaque espèce de Carabidae et dans chaque site à l'aide des corrélogrammes de Moran (Samalens et Rossi 2011). Seules les espèces ayant une fréquence supérieure ou égale à 30 individus et seuls les sites avec a minima 30 points d'échantillonnage ont été pris en compte. La présence d'une structuration spatiale statistiquement significative est testée par un test de Monte Carlo (au seuil de 5%).

# 2. Résultats

## 2.1 Résultats généraux 2012-2014

Nous présentons ici les résultats obtenus sur l'ensemble des sites d'étude, depuis l'amont (Sandillon), la RNN de Saint-Mesmin et l'aval (Beaugency et Muides-sur-Loire). L'objectif est de fournir une représentation globale des caractéristiques des Carabidae ligériens à-même de recoloniser l'ilot C après son arassement.

### 2.1.1 Point méthodologique : puissance d'échantillonnage et comparaison Barber / Quadrat

Les piégeages par Barber et par quadrat ont constitué les deux méthodes principales d'échantillonnage de cette étude. Notre échantillonnage peut être jugé représentatif, même si un certain nombre d'espèce peut encore être potentiellement capturé sur ces habitats. En effet, les courbes de richesse cumulées des habitats échantillonnés par Barber ou quadrat n'atteignent pas l'asymptote, mais présentent un infléchissement plus ou moins marqué (figure 7).
<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>Fig. 7 : courbes de richesse cumulée par habitat et par méthode (Barber ou quadrat) sur l'ensemble des sites étudiés</figcaption></figure>

Plus globalement, pour un même effort d'échantillonnage, la richesse en espèce semble augmenter graduellement depuis les habitats les plus xériques (sable et gravier sec) vers les habitats les plus humides (gravier humide et vasière).

Soixante-deux espèces ont été prises uniquement par Barber et 3 ont été capturées uniquement avec la méthode des quadrats. Il s'agit de deux Carabidae de très petite taille (*Notaphus varius*, *Trepanes articulatus*) et d'une espèce moyennement petite mais au comportement endogé (*Dyschiriodes nitidulus*), plus difficiles à échantillonner par Barber du fait de la bordure du piège qui peut présenter une surépaisseur ou dont le contact avec le substrat peut être discontinu, empêchant ainsi la tombée des insectes dans le piège.

La méthode des Barber s'est avérée plus efficace pour estimer la richesse spécifique que celle des quadrats (figure 8). A chaque fois que les deux méthodes ont été utilisées, le nombre d'espèces détecté est supérieur par Barber qu'avec les quadrats (e.g. 3 fois plus sur vase et dépôt; 9,2 fois plus pour les fentes de retrait; et 13 fois plus pour les sables secs).

<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>Fig. 8 : richesse spécifique comparée entre Barber et quadrat pour chaque habitat échantillonné</figcaption></figure>

Les différences de durée de piégeage peuvent en partie expliquer la supériorité des Barber : les pièges Barber ont piégé durant une période de 11 à 31 jours consécutifs, tandis que les échantillonnages par quadrats constituent un instantané. De fait, l'échantillonnage par Barber semble plus intéressant qu'avec celui réalisé par quadrat pour l'étude des Carabidae ligériens, puisqu'il permet de collecter plus d'espèces et d'individus et cela plus facilement. Ce résultat corrobore ceux obtenus par Corti et al. (2013).
L'échantillonnage réalisé par Barber permet d'obtenir une image des coléoptères Carabidae beaucoup plus complète que celle offerte par les quadrats (en nombre d'individus et en nombre d'espèces).

### 2.1.2 Richesse, abondance, patrimonialité et intérêt régional

L'échantillonnage réalisé par Barber, quadrat et polytrap a permis d'identifier 99 espèces de coléoptères Carabidae (avec un total de 8749 individus), sur l'ensemble des sites entre 2012 et 2014 (Annexe 3). Huit individus n'ont pas pu être identifiés à cause de difficultés taxinomiques. Il s'agit de deux espèces de *Dyschiriodes* (en exemplaire unique) et d'une espèce d'Agonum noir (6 individus). La RNN comptabilise 79 espèces pour un total de 5683 individus identifiés.

La richesse spécifique est très variable entre les différents habitats échantillonnés. Elle varie de 12 espèces pour les sables humides à 56 espèces pour les milieux herbacés (figure 9). L'estimation par Bootstrap de la richesse spécifique sur ces habitats présente les mêmes tendances.

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>Fig. 9 : richesse spécifique par habitat sur l'ensemble des sites étudiés par barber et quadrat</figcaption></figure>

Cette importante différence dans la richesse en espèce des habitats est due en partie à des contraintes d'échantillonnage. Le nombre d'échantillons récoltés a été variable au cours des périodes d'échantillonnages entre les différents habitats. Du fait de la difficulté pour trouver suffisamment de répétitions par type d'habitat mais aussi des destructions des pièges Barber d'origine anthropique ou par submersion lors des crues estivales, certains habitats ont été moins échantillonnés que d'autres. Les courbes de richesse cumulée (figure 7) montrent que l'échantillonnage de certains habitats est ainsi sous-évalué (e.g. taillis de peuplier, sable humide).

Une espèce, *Princidium punctulatum*, domine très largement l'assemblage carabidologique des habitats ligériens échantillonnés par barber sur l'ensemble des sites (figure 10). Elle représente, à elle-seule, 26,6% des individus récoltés. Deux autres espèces sont également très présentes, avec 13,9% pour *Lionychus quadrillum* et 11,1% pour *Ocydromus femoratus*. Ces trois espèces, caractéristiques des bords de Loire, représentent plus de la moitié des individus récoltés (51,7%). Sept espèces ont une abondance comprise entre 2% et 5% (Bembidion quadrimaculatum, Notaphus semipunctatus, Poecilus cupreus, Elaphrus riparius, Agonum marginatum, Chlaeniellus vestitus, Ocydromus tetracolus). Les 82 autres espèces échantillonné par Barber sont globalement en faible effectif et ensemble ne représentent que 23,7% du total des individus capturés.
<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>Fig. 10 : abondance relative des coléoptères Carabidae capturés à l'aide de pièges Barber sur l'ensemble des sites. Légende : la ligne rouge représente un seuil de 2%</figcaption></figure>

Parmi les espèces identifiées, 6 sont classées comme déterminantes en région Centre-Val de Loire (DREAL Centre 2012) et sont typiques des milieux ligériens : *Elaphrus aureus*, *Omophron limbatum*, *Odontium velox*, *Poecilus lepidus*, *Chlaenius spoliatus* et *Chlaeniellus olivieri* (figure 11).

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>www.eurocarabidae.de

*Elaphrus aureus*</figcaption></figure>

<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>www.eurocarabidae.de

*Omophron limbatum*</figcaption></figure>

<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>www.eurocarabidae.de

*Odontium velox*</figcaption></figure>
<figure><img src="image_55.png" /><figcaption>Fig. 11 : habitus des coléoptères Carabidae déterminants en région Centre</figcaption></figure>

Toutes ces espèces ont été exclusivement capturées à l'aide des pièges Barber, à l'exception d'Elaphrus cupreus (1 individu par quadrat).

* Elaphrus aureus (S/F des Elaphrinae) se rencontre, au niveau local, uniquement sur les bords de la Loire, avec un referendum pour les milieux sablonneux secs (Secchi et al. 2009). L'espèce a été trouvée uniquement en 3 exemplaires (soit 0,03% des totaux individus, i.e. l'ensemble des individus sur les sites échantillonnés) : 2 sur l'ilot C dans les taillis de peupliers noirs (avant son arasement) et 1 à Sandillon dans un milieu herbacé.

* Omophron limbatum (S/F des Omophroninae) est une espèce caractéristique des milieux sabulicoles humides de la Loire (Denux 2005; Secchi et al. 2009). Sur les sites échantillonnés, l'espèce est plus fréquente qu'E. aureus (42 individus, soit 0,48% des totaux individus). Elle a été trouvée uniquement au niveau de la RNN sur sable, mais aussi de façon non négligeable sur gravier et vasière, en contexte très humide ou sec et parfois loin du point d'eau le plus proche (plusieurs observations à 50m et plus de l'eau). Sur la RNN, l'espèce semble s'éloigner de ces preferendums habituellement connus dans la littérature.

* Odontium velox (S/F des Trechinae) semble ne plus exister, en France, qu'au niveau de la Loire moyenne et de ses affluents (Coulon 2005). Cette espèce se trouve sur la frange sableuse au contact avec l'eau (Olivier Denux, obs. pers.). Elle a été trouvée sur la RNN, au niveau de l'ilot amont et de l'ilot arasé en 2013 et 2014, en exemplaire unique sur sable sec. Un exemplaire a également été trouvé à Sandillon, sur gravier sec. Sa conservation en région Centre-Val de Loire s'avère primordiale.

* Poecilus lepidus (S/F des Pterostichinae) est une espèce associée localement aux pelouses xériques et au sable. En raréfaction dans le Loiret (Secchi et al. 2009), elle a été prise par individu isolé à Beaugency (2 ex.) et Sandillon (3 ex.), sur différents habitats secs plus ou moins végétalisé et en contexte non sablonneux.

* Chlaenius spoliatus (S/F des Chlaeniinae) a été trouvé sur gravier humide et fente de retrait, principalement à Sandillon (18 ex.), mais aussi sur la RNN au niveau de l'ilot C (après arasement, 2 ex.) et de l'ilot D (3 ex.). L'espèce est typique des grèves humides en bord de Loire (DREAL Centre 2012) et fréquente au niveau local (Secchi et al. 2009).

* Chlaeniellus olivieri (S/F des Chlaeniinae) a été trouvé principalement sur Sandillon (29 ex.), ainsi qu'à Beaugency (3 ex.) et sur l'ensemble des ilots de la RNN (6 ex.). Cette espèce a été observée sur différents habitats (vasière, gravier, fente de retrait, taillis) en contexte humide ou sec. Elle semble rare dans le Loiret (Secchi et al. 2009).

Plusieurs espèces inventoriées sont considérées comme absentes ou éteintes en région Centre-Val de Loire :

* Stenolophus discophorus (figure 12a) a été trouvé par Barber sur les ilots A-B (2 ex.) et l'ilot D (2 ex.) de la RNN, ainsi qu'à Beaugency (1 ex.), ne semble pas avoir été référencé dans le Loiret
(Secchi *et al.* 2009) ou plus largement en région Centre-Val de Loire. Des données indiquent cependant sa présence le long de la Loire : en Touraine (Paillet 2007), dans l'Anjou (de la Perraudière et de Romans 1863) ou en Loire Atlantique (Jeannel 1942).

* *Harpalus flavescens* (figure 12b) a été pris sur l'ilot C de la RNN avant son arasement en 2012 (1ex.) et à Beaugency en 2013 (1ex.) par Barber sur sable sec et fente de retrait. L'espèce est inscrite en liste rouge des espèces menacées en région Centre-Val de Loire et semble se raréfier partout en France. Historiquement présente aux environs de Gien et d'Orléans (Secchi *et al.* 2009), elle n'avait pas été observée en région Centre-Val de Loire depuis au moins 40 ans (Nature Centre et Conservatoire botanique national du Bassin parisien 2014).

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Fig. 12 : habitus de *Stenolophus discophorus* (A) et *Harpalus flavescens* (B)</figcaption></figure>

<figure><img src="image_57.png" /></figure>

### 2.1.3 Traits de vie des espèces identifiées

**Humidité.** Les espèces inventoriées sont globalement typiques des milieux rivulaires ligériens, avec un large gradient dans leur preferendum vis-à-vis de l'humidité (figure 13), représentatif de la gamme d'habitats étudiés. Une forte proportion est hygrophile (38,9%), voire sténo-hygrophile (18,9%), avec des espèces connues pour fréquenter les zones humides en secteur lentique ou lotique (e.g. *Elaphrus riparius*, *Chlaenius velutinus*). Sur la Loire, ces espèces se retrouvent principalement au niveau des vases et dépôt, des fentes de retrait (encore humides), des sables et zones caillouteuses des franges humides bordant la Loire. Un nombre important d'espèces sont plutôt mésophiles sensu lato (23,3%) et se rencontrent communément dans une large gamme d'habitat (e.g. *Poecilus cupreus*, *Amara similata*). Les milieux enherbés et les jeunes taillis de peuplier noir sont, sur la Loire, les habitats les plus propices à ces espèces. Enfin un nombre non négligeable d'espèces affectionne les habitats xérophiles (14,4%) et même sténo-xérophiles (4,4%). Il s'agit par exemple de *Lionychus quadrillum* et de *Cicindela hybrida* que l'on observe couramment sur les habitats dénudés les plus xéro-thermophiles des bords de Loire (sable et gravier sec des grèves).
<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>Fig. 13 : referendum hydrique des coléoptères Carabidae inventoriés</figcaption></figure>

**Type de sol.** Le referendum sensu lato des espèces pour le type de sol est varié (figure 14), allant du sol très pauvre (sable) au sol riche (humus). Une grande partie des espèces est psammophile (24%), vivant couramment sur les grèves sablonneuses comme par exemple *Omophron limbatum*, *Odontium velox* ou *Harpalus flavescens*. Dans des mêmes proportions (23,1%), des espèces sont typiquement associées aux dépôts argilo-vaseux. Il s'agit des espèces des vasières (e.g. *Notaphus varius* *N. dentellus* et *Agonum micans*). Les Carabidae des grèves graveleuses et caillouteuses sont également bien représentés (15,7%), avec par exemple *Chlaenius velutinus*, *Ocydromus coeuruleus* et *Tachyura parvula*. Plusieurs espèces sont associées aux débris végétaux qui s'accumulent en bord de Loire (9,1%), notamment au moment des crues (laisses de Loire) et plus ou moins indépendamment du type de sol (e.g. *Oodes helopioides*). Très peu d'espèces sont associées à la terre et à l'humus (6,7%). Il s'agit d'espèces classiquement rencontrées dans les sols arables (e.g. *Anchomenus dorsalis*, *Poecilus crupreus*) ou forestiers (e.g. *Pterostichus niger*). Enfin une importante proportion d'espèces (21,5%) possède un gradient moins strict et se rencontre dans plusieurs associations d'habitats, par exemple à la fois dans gravier humide, vase et dépôt, et sable humide. Dans ce cas, c'est souvent le referendum hydrique qui semble plus important que la nature-même du sol (O. Denux, com. pers.).

<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Fig. 14 : referendum des coléoptères Carabidae par type de sol</figcaption></figure>

**Milieu.** A l'exception des taillis de peuplier noir, les habitats échantillonnés étaient tous en milieu ouvert. De ce fait, une grande partie des espèces inventoriées est logiquement inféodée à ces milieux (65,4%), avec peu d'espèces de milieux fermés (7,7%). *Elaphrus cupreus*, typique des
ripisylves matures ligériennes, est ainsi absent de notre étude. Des espèces ubiquistes, et à l'interface entre milieu ouvert et fermé, sont également présentes (26,9%).

### 2.1.4 Traits morphologiques des espèces identifiées

La taille moyenne des espèces échantillonnées dans les différents habitats varie entre 5,5mm et 7,5mm (figure 15). L'espèce la plus petite est *Tachyura parvula* (environ 2 mm de long) et la plus grande est *Pterostichus niger* (jusqu'à 20mm de long).

<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Fig. 15 : Boxplots (ou boites à moustache) de la taille des Carabidae des différents sites échantillonnés. Légende : la croix rouge correspond à la moyenne, les extrémités de la boite représentent le 1er et 3e quartile, la ligne en son centre la médiane, les moustaches représentent les valeurs maximales. Les valeurs extrêmes ne sont pas représentées.</figcaption></figure>

Il n'y a pas de différence significative entre la taille moyenne observée sur l'ilot C avec celle observée sur les autres sites étudiés.

Les Carabidae inventoriés sont majoritairement en capacité de pouvoir voler (figure 16). Seuls 9,2% sont clairement identifiés dans la littérature comme incapable de voler. Plusieurs espèces sont probablement en mesure de voler (espèces macroptères ou polymorphiques), mais sans que l'espèce est été observée en vol (6,1%). Enfin pour 29,6% des espèces, la littérature consultée dans le cadre de cette étude ne nous a pas permis de définir les capacités de vol.
<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Fig. 16 : capacité de vol des Carabidae inventoriés dans l'ensemble des sites étudiés</figcaption></figure>

### 2.1.5 Structuration des communautés en fonction des habitats

Une analyse en Composantes Principales sur Variables Instrumentales a été réalisée afin de tester l'effet « site » sur la structuration des populations. La figure 17 montre comment les sites se situent les uns par rapport aux autres lorsqu'ils sont projetés sur les axes principaux de l'ACP. Les différents ilots de la RNN (ilot amont, ilot central C et ilot aval) montrent une bonne homogénéité (le centroïde des relevés correspondant à ces sites sont très proches dans le plan défini par les axes 1 et 2. Ils sont également similaires au site de Muides-sur-Loire. En revanche, ces sites se distinguent notablement des sites de Sandillon et Beaugency.
<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>Fig. 17 : Analyse en Composante Principale des communautés de carabiques observées dans les différents sites d'études. Axe 1 (horizontal) et axe 2 (vertical) correspondent respectivement à 35% et 26.2% de la variance totale du jeu de données.</figcaption></figure>

Nous avons ensuite réalisé une Analyse en Composante Principale de type "intragroupe" sur Variable Instrumentale sur l'abondance des espèces (figure 18). Cette analyse a pour objectif de faire une typologie des habitats (sur la base des Carabidae associé) après avoir éliminé l'effet de la localisation des sites examiné précédemment.
<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>Fig. 18 : Analyse en Composante Principale des différents habitats. Axe 1 (horizontal) et axe 2 (vertical) correspondent respectivement à 30,8% et 27.5% de la variance totale du jeu de données</figcaption></figure>

Les résultats montrent qu'il existe des différences entre les types d'habitat (test de Monte Carlo, 1000 randomisations, p<0.001). L'axe 1 traduit un préferendum hydrique dans la distribution des espèces. La projection des espèces sur l'axe 1 de l'ACP habitats (annexe 4) montre que plusieurs espèces fortement hygrophiles et associées dans la plupart des cas aux vasières sont parmi les plus fortement corrélées positivement avec cet axe (e.g. *Notaphus semipunctatus*, *N. dentellus*, *Elaphrus riparius*, *Philochthus lunulatus*). Inversement, pour les valeurs les plus fortement négatives, on rencontre principalement des espèces xérophiles (e.g. *Lionychs quadrillum*, *Cicindela hybrida*, *Amara fulva*) ou associées aux franges psammophiles jouxtant l'eau (e.g. *Odontium velox*). L'axe 2 traduit quant à lui un effet « succession » en opposant des habitats très pionniers et éphémères (e.g. vase et dépôt, fente de retrait) et des habitats déjà plus évolués, stables avec un couvert végétal bien établi (e.g. milieu herbacé, taillis de peuplier). En effet, la projection des espèces sur l'axe 2 de l'ACP habitats (annexe 5) met en évidence pour les valeurs les plus positives des espèces habituellement rencontrées sur des sols végétalisés (e.g. *Amara tibialis*, *Ocydromus tetracolus*, *Agonum micans*, *Paranchus albipes*), tandis que les espèces des sols nus sont parmi les valeurs les plus négatives (e.g. *Elaphrus riparius*, *Notaphus semipunctatus*, *N. dentellus*, *Lionychus quadrillum*).
### 2.1.6 Espèces indicatrices

25 espèces de Carabidae ont été trouvées uniquement dans un seul type d'habitat et 17 uniquement dans deux types d'habitat (Annexe 6). Une espèce relativement abondante, *Notaphus dentellus*, semble fortement associée à l'habitat vase et dépôt (79 individus sur vase et dépôt et 1 individu sur gravier humide). Les autres espèces sont dans la très grande majorité des cas en effectif très faible (1 à 10 individus) et il est difficile de conclure ici sur leur fidélité stricte vis-à-vis d'un seul habitat cible. Nous avons analysé séparément toutes les espèces échantillonnées pour définir leur éventuelle association avec l'un des habitats étudiés. L'indice IndVal utilisé dans cette analyse a permis de mettre en évidence plusieurs espèces caractéristiques des habitats échantillonnées dans cette étude (tableau 4).

<table><caption>Tab. 4. Espèces indicatrices et valeur de l'indice IndVal par type d'habitat en fonction des sites étudiés. Pour chaque espèce, l'indice a été testé à l'aide de 1000 permutations aléatoires.</caption><thead><tr><th>espèces indicatrices</th><th>Mareau ilot C 2012</th><th>Mareau ilot C 2013 et 2014</th><th>Mareau amont</th><th>Mareau aval</th><th>Beaugency</th><th>Sandillon</th><th>Muides</th><th>global</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cicindela hybrida</td><td>0,291204</td><td></td><td></td><td></td><td>0,7570577</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Amara fulva</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,2583732</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Ocydromus femoratus</td><td></td><td>0,4511749</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,3108031</td><td></td></tr><tr><td>Elaphrus riparius</td><td></td><td></td><td>0,4160757</td><td>0,4268011</td><td>0,75</td><td></td><td>0,4501385</td><td>0,3213273</td></tr><tr><td>Notaphus semipunctatus</td><td></td><td></td><td>0,5555556</td><td>0,3688525</td><td>1</td><td></td><td></td><td>0,2807458</td></tr><tr><td>Emphanes azurescens</td><td></td><td></td><td>0,5152159</td><td>0,3226337</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Pterostichus gracilis</td><td></td><td></td><td>0,2807018</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Paranchus albipes</td><td></td><td></td><td></td><td>0,2777778</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Notaphus dentellus</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,5</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Agonum emarginatum</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,4966216</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Philochthus lunulatus</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,5</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Chlaeniellus olivieri</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,539739</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Microlestes minutulus</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,2916667</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Lionychus quadrilum</td><td></td><td></td><td>0,3051392</td><td></td><td></td><td></td><td>0,707348</td><td>0,3262784</td></tr><tr><td>Tachyura sexstriata</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,45</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Ocydromus tetracolus</td><td>0,3725133</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,3183809</td></tr><tr><td>Amara similata</td><td>0,28</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Agonum micans</td><td>0,3039879</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,3432234</td></tr><tr><td>Pseudoophonus rufipes</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,5012531</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Limodromus assimilis</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,3754199</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Princidium punctulatum</td><td>0,3331714</td><td></td><td></td><td>0,3783983</td><td>0,8746984</td><td></td><td>0,318290</td><td>0,3135156</td></tr><tr><td>Agonum marginatum</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,6</td><td></td><td>0,468604</td><td></td></tr><tr><td>Odontium striatum</td><td></td><td>0,5853659</td><td></td><td></td><td>0,6</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Chlaeniellus nigricomis</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,3001443</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Chlaeniellus vestitus</td><td>0,2814404</td><td>0,459459</td><td></td><td>0,2945431</td><td>0,46875</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Ocydromus coeruleus</td><td></td><td></td><td></td><td>0,3333333</td><td>0,3363363</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Agonum permoestum</td><td>0,3024945</td><td></td><td></td><td>0,25</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Bembidion quadrimaculatum</td><td></td><td></td><td>0,4780546</td><td>0,3249574</td><td>0,6875477</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Poecilus cupreus</td><td>0,4347139</td><td></td><td></td><td>0,2775081</td><td>0,3919861</td><td></td><td>0,4037558</td><td></td></tr></tbody></table>

Légende des codes couleurs utilisés :

<table><tr><td>herbacés</td><td>gravier humide</td><td>gravier sec</td><td>sable sec</td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td>fente de retrait</td><td>taillis de peuplier</td><td>sable humide</td></tr></table>
Globalement, sur l'ensemble des sites et pour l'ensemble des années d'échantillonnage, six espèces ressortent comme étant indicatrices : *Elaphrus riparius* et *Notaphus semipunctatus* pour l'habitat vase et dépôt, *Lionychus quadrillum* pour l'habitat gravier sec, *Ocydromus tetracolus* et *Agonum micans* pour l'habitat taillis de peuplier et *Princidium punctulatum* pour l'habitat gravier humide.

### 2.1.7 Distribution spatiale des Carabidae

Les analyses spatiales ont montré la présence d'une structure spatiale pour plusieurs espèces (tableau 5).

<table><caption>Tab. 5 : présence d'une structuration spatiale des coléoptères Carabidae sur les différents sites naturels étudiés</caption><thead><tr><th>espèces</th><th>Beaugency 2013</th><th>Muides-sur-Loire 2014</th><th>Mareau - lot aval 2013</th><th>Mareau - lot aval 2014</th><th>Mareau - lot arasé 2012</th><th>Mareau - lot arasé 2013</th><th>Mareau - lot arasé 2014</th><th>Mareau - lot arasé 2013</th><th>Mareau - lot arasé 2014</th><th>Sandillon 2013</th><th>Sandillon 2014</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cicindela hybrida</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Elaphrus riparius</td><td>NA</td><td></td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>NA</td><td></td></tr><tr><td>Loricera pilicornis</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Tachyura sexstriata</td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Bembidion quadrimaculatum</td><td>NA</td><td></td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Emphanes azurescens</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Notaphus dentellus</td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Notaphus semipunctatus</td><td>NA</td><td></td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Ocydromus femoratus</td><td>NA</td><td></td><td>NA</td><td></td><td>NA</td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td>TRUE</td><td></td></tr><tr><td>Ocydromus tetracolus</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Odontium striatum</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Princidium punctulatum</td><td>TRUE</td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td>TRUE</td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Poecilus cupreus</td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td></tr><tr><td>Agonum marginatum</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td></tr><tr><td>Agonum micans</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Limodromus assimilis</td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Paranchus albipes</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>NA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Pseudoophorus rufipes</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td></tr><tr><td>Cryptophonus melancholicus</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Chlaenielius nigricornis</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>NA</td><td></td></tr><tr><td>Chlaenielius vestitus</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>NA</td><td></td></tr><tr><td>Lionychus quadrillum</td><td>TRUE</td><td></td><td>TRUE</td><td></td><td>NA</td><td>TRUE</td><td></td><td>NA</td><td></td><td>TRUE</td><td></td></tr></tbody></table>

Légende : TRUE = corrélation spatiale (p<0.05) ; NA = résultat non significatif ; grisé : échantillonnage insuffisant

Ces résultats indiquent que plusieurs espèces ont une distribution structurée spatialement et ne sont donc pas distribuées aléatoirement le long de la Loire. Les discontinuités dans les corrélogrammes (Annexe 7) montrent cependant que cette distribution spatiale est dans de nombreux cas sous forme d'agrégat d'individus, comme par exemple pour *Lionychus quadrillum* (figure 19).
<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>Fig. 19 : corrélogramme de *Lionychus quadrillum* sur l'ilot aval de la RNN de Saint-Mesmin en 2013</figcaption></figure>

La présence de tels agrégats est bien connue chez les carabes (Thiele 1977) et traduit souvent une réponse des populations à l'hétérogénéité environnementale à travers un comportement de déplacement particulier ou des variations spatiales d'abondance des espèces traduisant par exemple la variabilité de la capacité biotique.

## 2.2 Impact de l'arasement de l'ilot C et modes de recolonisation

### 2.2.1 Impact sur la richesse spécifique, les assemblages et l'abondance des espèces

55 espèces de coléoptères Carabidae ont été comptabilisées sur l'ilot C avant son arasement en 2012 (tableau 6), soit 69,6% des espèces inventoriées sur l'ensemble des ilots de la Réserve Naturelle et 55,5% des espèces de Carabidae de l'ensemble des sites étudiés entre 2012 et 2014 (i.e. RNN, Sandillon, Beaugency et Muides-sur-Loire).
<table><caption>Tab. 6 : liste alphabétique des espèces rencontrées sur l'ilot C avant son arasement</caption><tr><td>1</td><td>Agonum lugens</td><td>20</td><td>Dyschiriodes globosus</td><td>39</td><td>Oxypselaphus obscurus</td></tr><tr><td>2</td><td>Agonum marginatum</td><td>21</td><td>Dyschiriodes sp.</td><td>40</td><td>Paranchus albipes</td></tr><tr><td>3</td><td>Agonum micans</td><td>22</td><td>Dyschirius angustatus</td><td>41</td><td>Paratachys bistriatus</td></tr><tr><td>4</td><td>Agonum muelleri</td><td>23</td><td>Elaphrus aureus</td><td>42</td><td>Perileptus areolatus</td></tr><tr><td>5</td><td>Agonum permoestum</td><td>24</td><td>Elaphrus riparius</td><td>43</td><td>Philochthus lunulatus</td></tr><tr><td>6</td><td>Agonum sp.</td><td>25</td><td>Emphanes azurescens</td><td>44</td><td>Poecilus cupreus</td></tr><tr><td>7</td><td>Agonum viduum</td><td>26</td><td>Harpalus flavescens</td><td>45</td><td>Princidium punctulatum</td></tr><tr><td>8</td><td>Amara bifrons</td><td>27</td><td>Harpalus smaragdinus</td><td>46</td><td>Pseudoophonus rufipes</td></tr><tr><td>9</td><td>Amara fulva</td><td>28</td><td>Limodromus assimilis</td><td>47</td><td>Pterostichus anthracinus</td></tr><tr><td>10</td><td>Amara similata</td><td>29</td><td>Lionychus quadrillum</td><td>48</td><td>Pterostichus gracilis</td></tr><tr><td>11</td><td>Amara tibialis</td><td>30</td><td>Loricera pilicornis</td><td>49</td><td>Pterostichus niger</td></tr><tr><td>12</td><td>Bembidion quadrimaculatum</td><td>31</td><td>Notaphus semipunctatus</td><td>50</td><td>Pterostichus nigrita</td></tr><tr><td>13</td><td>Chlaeniellus nigricornis</td><td>32</td><td>Notiophilus aquaticus</td><td>51</td><td>Pterostichus strenuus</td></tr><tr><td>14</td><td>Chlaeniellus olivieri</td><td>33</td><td>Ocydromus coeruleus</td><td>52</td><td>Tachyura parvula</td></tr><tr><td>15</td><td>Chlaeniellus vestitus</td><td>34</td><td>Ocydromus femoratus</td><td>53</td><td>Trechus quadristriatus</td></tr><tr><td>16</td><td>Cicindela hybrida</td><td>35</td><td>Ocydromus testaceus</td><td>54</td><td>Trepanes articulatus</td></tr><tr><td>17</td><td>Clivina collaris</td><td>36</td><td>Ocydromus tetracolus</td><td>55</td><td>Trepanes assimilis</td></tr><tr><td>18</td><td>Cryptophonus melancholicus</td><td>37</td><td>Odontium striatum</td><td></td><td></td></tr><tr><td>19</td><td>Dyschiriodes agnatus</td><td>38</td><td>Omophron limbatum</td><td></td><td></td></tr></table>

Les espèces inventoriées avant arasement sont caractéristiques des habitats rivulaires ligériens. Plusieurs des espèces déterminantes rencontrées sur l'ensemble des sites d'étude : *Elaphrus aureus*, *Omophron limbatum*, et *Chlaeniellus olivieri* étaient présentes avant arasement, ainsi que l'espèce en liste rouge, *Harpalus flavescens*. Après l'arasement, seule l'espèce déterminante *O.limbatum* a été retrouvée sur l'ilot arasé.

Tout comme pour les résultats généraux sur l'ilot C la richesse spécifique est variable d'un habitat à l'autre (figure 20) et est notamment fonction de la puissance d'échantillonnage (figure 21) et des spécificités des Carabidae vis-à-vis des habitats. Les travaux d'arasement ont conduit à une baisse de la richesse spécifique en Carabidae pour chacun des habitats retrouvés après arasement, à savoir vase et dépôt, gravier humide, gravier sec, sable sec et sable humide (figure 20). Cette baisse a été très importante (e.g. divisé par 2,7 pour l'habitat "gravier humide") et cela pour un même effort d'échantillonnage (figure 21).
<figure><img src="image_65.png" /></figure>

Fig. 20 : richesse spécifique par habitat sur l'ilot C avant (2012) et après son arasement (2013)
(Légende : les flèches rouges indiquent le facteur de perte de diversité spécifique par habitat : les valeurs de richesse estimée par bootstrap sont indiquées au-dessus de la barre d'erreur standard)

<figure><img src="image_66.png" /></figure>

Fig. 21 : courbe de richesse cumulée par habitat sur l'ilot C avant (2012) et après son arasement (2013)
Nous avons recherché les similitudes entre les assemblages d'espèces de Carabidae avant et après l'arassement, sur les habitats retrouvés après les travaux et pour lesquels la puissance d'échantillonnage a été suffisante (i.e. sable sec, vase et dépôt, gravier humide et gravier sec).

Nous avons représenté graphiquement les pools d'espèces présents par habitats et par année, et regroupé les espèces communes aux différentes années d'échantillonnage et les espèces trouvées uniquement avant ou après l'arassement (figure 22a). Une grande partie des espèces initialement présentes n'est pas retrouvée après l'arassement, tout particulièrement dans les graviers secs et humides et des vases et dépôts. Les espèces retrouvées sur les mêmes habitats après l'arassement constituent entre 16,67% (gravier sec) et 45,45% (sable sec) de l'assemblage initial. Quelques espèces nouvelles apparaissent cependant après l'arassement (e.g. *Odontium velox* sur sable sec, *Chlaeniellus vestitus* sur vase et dépôt). Il s'agit d'espèces typiques des cortèges ligériens. Il y a aussi une espèce ubiquiste (*Trechus quadrasitratus*) rencontrée dans l'ensemble des habitats retrouvés après l'arassement. Les valeurs de l'indice de similarité de Jaccard (figure 22b) montrent que les assemblages associés à un type d'habitat différent avant et après l'arassement. L'arassement a donc eu un impact direct sur l'assemblage des coléoptères Carabidae.

<figure><img src="image_67.png" /><figcaption>Fig. 22 : A - représentation graphique des assemblages de Carabidae sur les habitats communs sur l'ilot C avant / après arassement. B - valeurs de l'indice de similarité de Jaccard correspondants.</figcaption></figure>

Les espèces dominantes avant arassement sur l'ilot C le sont également en 2013 après l'arassement (figure 23) mais leurs abondances relatives varient en fonction des habitats.
<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Fig. 23 : abondance relative des espèces de Carabidae sur les habitats communs avant / après arasement.</figcaption></figure>

Les espèces dont l'abondance relative annuelle est inférieure à 2% ont été rassemblées dans "autres espèces". Légende : (A) vase et dépôt ; (b) gravier humide ; (C) gravier sec ; (D) sable sec. Les barres pleines représentent les abondances avant l'arasement (2012) et les barres rayées les abondances après arasement (2013)

Les abondances des Carabidae diffèrent entre avant et après l'arasement dans les vases et dépôts (figure 20a) (Signes de Wilcoxon V=119 ; P=0,045), notamment avec une augmentation de l'abondance *d'Odontium striatum* après l'arasement. Elles diffèrent également pour les graviers humides (figure 20b) (Signes de Wilcoxon V=332 ; P=0,003) où l'on observe après l'arasement une augmentation très importante de l'abondance relative de *Principidium punctulatum* au détriment des autres espèces qui voient leur effectif chuter (e.g. *Loricera pilicornis*, *Emphanes azurescens*, *Agonum marginatum*).

Les abondances observées pour les Carabidae avant et après arasement ne semblent pas significativement différentes pour les graviers secs (figure 20c) (Signes de Wilcoxon V=113 ; P=0.236) et les sables secs (figure 20d) (Signes de Wilcoxon V=27 ; P=1). Dans les graviers secs, *Lionychus quadrillum* est toujours aussi abondant après l'arasement. Dans les sables secs, les trois espèces dominantes en 2012 (*L. quadrillum*, *Cicindela hybrida* et *P. punctulatum*) le sont également en 2013 après l'arasement et la reformation de l'ilot C.

### 2.2.2 Modes de recolonisation de l'ilot C par les coléoptères Carabidae

Trois modes ont été identifiés pour la recolonisation de l'ilot C par les Carabidae après son arasement, auxquels ont été associés trois méthodes d'échantillonnage : (i) par voie terrestre à l'étiage via piège barrière ; (ii) par voie aérienne via piège polytrap ; et enfin (iii) par voie fluviale via piège d'échouage. Dans le cadre de cette étude, seuls des pièges polytraps ont pu être disposés, pour un échantillonnage, sur l'ilot C. Plusieurs pièges polytraps ont permis d'intercepter au vol des Carabidae sur la RNN (11 polytraps pour un total de 15 individus) (tableau 7). Toutes ces espèces
sont connues pour voler, à l'exception de *Paranchus albipes* qui est indiquée dans la littérature comme étant une espèce macroptère mais sans action de vol connue (Bousquet 2010).

<table><caption>Tab. 7. Espèces interceptées à l'aide de polytraps et effectifs pour chaque site et année</caption><thead><tr><th rowspan="2">Espèces</th><th colspan="2">Mareau - ilot amont</th><th>Mareau - ilot arasé</th><th colspan="2">Mareau - ilot aval</th></tr><tr><th>2013</th><th>2014</th><th>2012</th><th>2013</th><th>2014</th></tr></thead><tbody><tr><td><em>Perileptus areolatus</em></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td><em>Trechus quadristriatus</em></td><td>2</td><td></td><td></td><td></td><td>2</td></tr><tr><td><em>Bembidion quadrimaculatum</em></td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td><em>Ocydromus femoratus</em></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td><em>Odontium striatum</em></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td><em>Limodromus assimilis</em></td><td></td><td></td><td>1</td><td></td><td></td></tr><tr><td><em>Poecilus cupreus</em></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>3</td></tr><tr><td><em>Agonum micans</em></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr></tbody></table>

L'échantillonnage réalisé au sol par Barber et quadrat sur l'ilot C présente des différences dans les capacités de dispersion par le vol des espèces entre les différentes années d'échantillonnage. L'ilot C présente une très forte proportion d'espèces dont la capacité de vol et le développement alaire sont connus (tableau 8).

En 2012, 76,1% des espèces présentes sont capables de voler et seulement 2 espèces ne pouvant pas voler étaient présentes sur l'ilot C (soit 4,3% des espèces) : *Notiophilus aquaticus*, une espèce présentant pourtant un polymorphisme alaire (Bousquet 2010) et *Pterostichus strenuus* une espèce brachyptère (Bousquet 2010). Cependant les effectifs de ces deux espèces sont très faibles (1 ex. pour *N. aquaticus* et 4 ex. pour *P. strenuus*).

En 2013, 77,3% des espèces sont capables de voler, mais plus aucune espèce polymorphe, macroptère ou aptère (et donc non volante) n'est identifiée sur l'ilot C après son arasement, aussi bien en 2013 qu'en 2014.

<table><caption>Tab. 8. Nombre d'espèces de Carabidae sur l'ilot C en fonction de leurs capacités de vol et par année</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>2012</th><th>2013</th><th>2014</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">action de vol</td><td>- oui</td><td>35</td><td>17</td><td>4</td></tr><tr><td>- non</td><td>2</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>- inconnue</td><td>9</td><td>5</td><td>4</td></tr><tr><td rowspan="4">développement alaire</td><td>- macroptère</td><td>40</td><td>20</td><td>6</td></tr><tr><td>- polymorphique</td><td>4</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>- microptère ou aptère</td><td>1</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>- inconnu</td><td>10</td><td>2</td><td>0</td></tr></tbody></table>

## 3. Discussion

La Loire fait partie des derniers grands fleuves sauvages d'Europe (Bastien et al. 2009). Si plusieurs études de biodiversité des coléoptères Carabidae ont été réalisées en milieu alluvial (Januschke et al. 2011; Lambeets et al. 2008), assez peu l'ont été sur la Loire (Denux 2005).

Cette étude a donc permis de mettre en avant, **sur l'ilot C avant son arasement et sur les sites situés en amont et en aval**, l'importance de la Loire dans la conservation de la biodiversité en coléoptères Carabidae. En effet les habitats pionniers que nous avons étudiés, et qui ne constituent qu'une petite partie de la mosaïque d'habitats ligériens, hébergent a minima 99 espèces de
coléoptères Carabidae (pour un total de 8749 individus échantillonnés), soit environ 10% de l'entomofaune Carabidae nationale (Coulon et al. 2000). Les ilots de la RNN hébergent à eux-seuls 79 espèces. La RNN avec environ 0,002% de la surface totale du département du Loiret héberge ainsi 25,5% des espèces de Carabidae connues du département (Secchi et al. 2009). L'ensemble de ces espèces sont de taille petite à moyenne, en raison notamment d'une forte proportion d'espèce de la tribu des Bembidiina dans les cortèges ripicoles (Dajoz 2002). Parmi les espèces inventoriées, 6 sont inscrites comme déterminantes en région Centre-Val de Loire (DREAL Centre 2012), dont *Odontium velox* pour laquelle la Loire moyenne constitue a fortiori la dernière zone en France où l'espèce est encore présente (Coulon 2005). Une autre espèce, *Harpalus flavescens*, est en liste rouge en région Centre-Val de Loire. Deux exemplaires ont été trouvés durant notre étude, un sur la RNN et l'autre sur le site de Beaugency. Il s'agit d'une espèce typiquement psammophile, qui est en régression depuis plusieurs décennies en France, mais également ailleurs en Europe. Elle n'avait pas été retrouvée depuis plus de 40 ans dans la région Centre-Val de Loire (Nature Centre et Conservatoire botanique national du Bassin parisien 2014). Elle n'a plus été observée au Danemark depuis 1850 (Hansen et Jorum 2014) et elle est gravement menacée en Belgique (Belgian Species List 2015). Dans le reste de l'Europe l'espèce est également rare (Kugler et al. 2008). Le déclin de cette espèce, s'explique notamment par la disparition des bancs de sable (Boháč et Jahnova 2015). L'extraction massive des granulats et tout particulièrement des sables dans le lit mineur de la Loire, avec son apogée en 1979 avec 6,4 millions de tonnes rien que pour la région Centre-Val de Loire (Gasowski 1994), a provoqué un important déséquilibre entre les quantités extraites de sable et les quantités naturellement reconstituées, contribuant ainsi à la raréfaction des bancs de sable et de fait des espèces animales et végétales associées. L'arrêt définitif de l'extraction de matériaux dans le lit mineur de la Loire en 1981 et notre récente découverte sur deux sites laissent espérer à un retour de l'espèce en Loire moyenne, probablement à partir de populations de l'Allier où l'espèce semble encore présente malgré des observations anciennes (Velle 2004).

Au niveau mondial, la très grande majorité des coléoptères Carabidae affectionnent les habitats mésophiles ou hygrophiles et peu d'espèces sont associées aux habitats xéro-thermophiles, notamment dans la zone paléarctique (Dajoz 2002). Dans le cas de cette étude, pour un même effort d'échantillonnage et aussi bien par Barber que par quadrat, les habitats les plus humides (i.e. vase et dépôt, gravier humide) sont les plus riches et les plus secs (i.e. sable sec, gravier sec) sont les moins riches. Les habitats échantillonnés, avec pour certains des extrêmes au niveau hygrométrie, abritent en très grande majorité des espèces spécifiques des milieux rivulaires, avec peu d'espèces ubiquistes. La Loire, avec une importante mosaïque de ces habitats extrêmes, constitue souvent l'unique lieu d'hébergement de ces espèces au niveau local, au même titre de certaines plantes dans le Loiret (Pujol et al. 2007). Ainsi les espèces identifiées comme indicatrices des habitats xériques dans notre étude (e.g. *Cicindela hybrida*, *Amara fulva*, *Lionychus quadrillum*) sont connues comme étant spécifiques des habitats xérothermophiles (Luka et al. 2009). Inversement les espèces indicatrices des habitats hygrophiles (e.g. *Elaphrus riparius*, *Notaphus semipunctatus*) se rencontrent spécifiquement dans les zones humides (Luka et al. 2009). Si l'on compare les sites individuellement, il apparaît que les espèces indicatrices d'un même type d'habitat ne sont pas toujours les mêmes d'un site à l'autre. Ainsi *Parenchus albipes* est une espèce indicatrice des vases et dépôts sur l'ilot aval de la RNN (ilots A+B) mais elle ne l'est plus sur les autres sites où d'autres espèces la remplacent. Plusieurs espèces sont également indicatrices de milieux différents d'un site à l'autre (e.g. *Princidium punctulatum*, *Chlaeniellus vestitus*). Ces deux facteurs mettent en exergue la variabilité spatiale de la réponse des cortèges carabidologiques aux différents habitats naturels présents et l'effet historique qui peut être dissemblable d'un site à l'autre.

La Loire constitue un corridor dans lequel les espèces peuvent se disperser facilement. Ceci a particulièrement été observé avec les plantes exotiques envahissantes qui peuvent transporter leurs propagules d'amont en aval (Pujol et al. 2007). Le fleuve présente également un gradient écologique, en lien avec les différents secteurs géomorphologiques du fleuve, et qui structure la distribution des espèces, comme par exemple au niveau de la flore des grèves (Cornier 2002) et au niveau ornithologique (Roché 2013). Ce phénomène a été à l'origine de la définition de grandes zones écologiques (e.g. la Loire roannaise, la Loire tourangelle et angevine). Au niveau entomologique, des différences existent également dans la composition des cortèges d'espèces entre l'amont et l'aval du fleuve (Paillet 2007). Plus localement, dans le cadre de cette étude, nous avons constaté des différences de structuration des communautés de Carabidae entre les ilots de la RNN, le site de Muides-sur-Loire, celui de Sandillon et enfin de Beaugency. Le site de Muides-sur-Loire semble plus proche de la RNN et de Sandillon que de celui de Beaugency. Mais le facteur amont/aval de la Loire ne semble pas le seul facteur potentiellement impliqué (Muides-sur-Loire est
plus éloigné de la RNN que de Beaugency). L'insularité pourrait être l'une des explications possibles de cette différence. En effet, à l'exception des ilots de la RNN, seuls les habitats échantillonnés sur Muides-sur-Loire sont partiellement isolés des berges via un bras mort déconnectant la majeure partie du site de la berge.

Les habitats et micro-habitats pionniers que nous avons échantillonnés sur la Loire forment entre eux une mosaïque, elle-même imbriquée avec d'autres milieux naturels non échantillonnés le long de la Loire dans cette étude (e.g. ripisylve âgée). Or les Carabidae échantillonnés dans cette étude ont montré une forte affinité vis-à-vis du type d'habitat. Ces deux éléments sont en partie à l'origine de la distribution en agrégat des Carabidae sur l'ensemble de la zone d'étude.

Des phénomènes naturels comme les crues ou les sécheresses peuvent engendrer des perturbations dans la dynamique de ces espèces sur des ilots. Ils peuvent provoquer une fuite par le vol des insectes les plus actifs (Dajoz 2002), un export vers l'aval de certains insectes via les laisses d'inondation (Schatz 2007), ou un enfouissement dans le substrat et une réduction de l'activité et de la consommation d'oxygène chez d'autres espèces (Evans et al. 1971). Les conséquences immédiates sont le plus souvent une diminution de la richesse spécifique des espèces, avec cependant une forte résilience (Gerisch et al. 2012) et une modification de la composition en espèces (Corti 2013). Les phénomènes naturels sont également responsables de la modification parfois extrêmement rapide des habitats. A titre d'exemple, les vasières (ou zones de vase et dépôt) peuvent, sous l'effet de la chaleur estivale, très rapidement s'assécher et se transformer en fente de retrait. Les Carabidae qui vivent dans ces milieux temporaires se doivent d'être très réactifs et mobiles pour assurer leur survie et gagner de nouvelles zones favorables et laisser ainsi la place à d'autres cortèges (Corti 2013). Les activités anthropiques ont également des conséquences sur l'environnement rivulaire. Les activités de génie civil (e.g. enrochement) et de génie végétal (e.g. lutte contre l'érosion) en milieu rivulaire impactent la biodiversité (Cavaille et al. 2013), tout comme la prolifération des plantes exotiques envahissantes (Stockan et Fielding 2013). Si les conséquences de ces phénomènes naturels et anthropiques ont été pour certains assez bien étudiées, aucune étude n'a semble-t-il traité jusqu'à présent de l'impact de travaux d'arassement sur les communautés d'insectes. Or l'arassement, réalisé en 2012 sur l'ilot C de la RNN, a conduit à la destruction totale de l'ilot puis à sa reformation progressive dès 2013. L'une des premières conséquences de ces travaux a donc été la disparition intégrale des cortèges de Carabidae présents. La constitution des nouveaux cortèges lors de la reformation de l'ilot C n'a donc pu se faire qu'à partir d'un apport extérieur et par seulement trois modes : (i) un apport fluvial avec les laisses de Loire qui aurait pu se déposer sur l'ilot en formation dès le début 2013 et se poursuivre ensuite notamment durant les périodes de crue estivales, (ii) un transport par les airs via un vol actif d'individus macroptères ou di-poly-morphiques et enfin (iii) un mode terrestre (i.e. marche) lors d'une connectivité inter-ilots ou ilot - berges en période d'étiage. Aucun étiage suffisant n'a permis cette connectivité durant l'ensemble de la période d'étude. La recolonisation de l'ilot C n'a donc pu se faire que par voie fluviale ou par voie aérienne.

L'étude que nous avons menée sur les coléoptères Carabidae a mis en avant plusieurs résultats relatifs à l'**impact de l'arassement et la recolonisation de l'ilot** :

(i) La richesse spécifique sur l'ensemble des habitats échantillonnés sur l'ilot C de la RNN a baissé de manière significative en 2013 (55 espèces en 2012 et seulement 22 espèces en 2013), ainsi que pour chacun des habitats retrouvés après arassement. Cependant malgré la remise à zéro de l'entomofaune présente provoquée par l'arassement et l'absence en 2013 de 3 des 8 habitats échantillonnés en 2012 (i.e. milieu herbacé, fente de retrait et taillis de peuplier), 40% des espèces ont été retrouvées l'année suivant l'arassement. Cela traduit donc un fort pouvoir de recolonisation, par une partie des espèces ripicoles, des habitats ligériens les plus pionniers.

(ii) Les assemblages qui se sont installés sur les habitats après arassement constituent un sous-ensemble de ceux présents avant l'arassement. Seules quelques rares espèces nouvelles sont apparues. Aucune espèce ubiquiste ou pionnière des zones rudérales ou agricoles, à l'exception de *Trechus quadristriatus*, n'est arrivée après l'arassement et ce malgré la présence de ces milieux dans le proche environnement de la RNN. *T. quadristriatus* a été trouvé sur l'ensemble des habitats échantillonnés après l'arassement sur l'ilot C par Barber (en 2013 et en 2014) mais aussi au piège aérien polytrap. Cette espèce ubiquiste colonise différents types de sol (Valemberg 1997), avec une préférence pour les milieux mésophiles. Elle constitue l'une des espèces les plus fréquentes dans les zones agricoles d'Europe (Thiele 1977). Les autres espèces nouvelles sur l'ilot C sont inféodées
aux milieux rivulaires. Les assemblages après arasement sont donc restés typiques mais appauvris par rapport à ceux que l'on rencontre sur les habitats pionniers des différents sites échantillonnés le long de la Loire.

(iii) Les espèces qui étaient dominantes avant l'arasement sont restées dominantes sur les mêmes habitats après l'arasement. Il s'agit essentiellement de *Princidium punctulatum* sur les habitats humides (i.e. vase et dépôt, gravier humide) et de *Lionychus quadrillum* sur les habitats secs (i.e. gravier sec, sable sec). Ce sont deux espèces ailées (Lindroth 1992; Luff 1998) et fréquentes dans les grèves ligériennes (Denux 2005; Secchi et al. 2009).

(iv) La recolonisation de l'ilot C a été faite avec des espèces exclusivement macroptères. Aucune espèce di-poly-morphique n'a été inventoriée après l'arasement alors que 4 espèces étaient présentes en 2012. De ce fait, l'étude morphométrique prévue initialement sur quelques espèces cibles choisies pour leur variabilité alaire intra-spécifique n'a pas pu être réalisée. Les espèces macroptères présentes ont pu venir soit par voie aérienne soit par voie fluviale. L'absence d'échantillonnage à l'aide du piège d'échouage sur la RNN ne nous permet pas de confirmer le mode de colonisation de l'ilot C par voie fluviale. Les différents pièges aériens polytraps disposés sur la RNN ont permis de confirmer le vol actif de plusieurs espèces sur le site. L'ensemble de ces éléments permettent de supposer que le vol a été le mode de recolonisation préférentiel de l'ilot C depuis des habitats sources situés sur les bergers, en amont et en aval sur la Loire.

L'impact entomologique de l'arasement (i.e. baisse de la richesse spécifique globale, appauvrissement des assemblages) est donc modulé par une importante capacité de résilience d'une partie des cortèges de Carabidae qui ont réussi à recoloniser immédiatement l'ilot dès la première année de sa formation en 2013. Les conditions climatiques de 2014 et tout particulièrement les crues estivales à répétition ont fortement compromis notre plan d'échantillonnage et l'exploitation diachronique des données. De nouveaux échantillonnages dès 2015 et sur des suivis pluri-annuels devraient nous permettre de juger de l'impact sur le long terme de l'arasement et de répondre ainsi à plusieurs questions soulevées dans le cadre de cette étude : Une "restauration entomologique" (i.e. un retour à un état initial) est-elle possible ? Est-elle analogue à celle d'origine ou diffère-t-elle par les espèces présentes, leurs abondances ou leurs assemblages en fonction des habitats ? Combien d'années faut-il pour y parvenir ? Quelles sont les limites de la résilience des espèces vis-à-vis des travaux d'entretien sur des habitats naturels ligériens ? La recolonisation de l'ilot semble emprunter la voie aérienne durant les premières années, mais qu'en est-il les années suivantes avec le retour potentiel des espèces non retrouvées immédiatement après l'arasement ?

## Conclusion

La Loire moyenne constitue un écosystème privilégié pour la conservation de très nombreux groupes d'invertébrés (e.g. insectes Carabidae, Staphylinidae et Heteroceridae, araignées). Si ces groupes sont encore très abondants sur la Loire, plusieurs espèces sont en danger au niveau national notamment chez les Carabidae, un groupe bioindicateur des perturbations des milieux. Les activités anthropiques peuvent avoir un impact direct ou indirect sur ces espèces et sur l'ensemble de la dynamique écologique du fleuve. Les travaux d'arasement, qui ont eu lieu en 2012 sur l'ilot central de la RNN de Saint-Mesmin, sur la Loire moyenne, ont constitué une occasion unique de suivre l'impact d'un arasement en milieu fluvial, la reformation d'une ile puis sa recolonisation par les coléoptères Carabidae.

Nous avons mis en évidence, au niveau de la Loire moyenne, une importante biodiversité des Carabidae et une forte affinité des espèces vis-à-vis des différents habitats pionniers présents et pour lesquels la Loire constitue un atout majeur pour la conservation des espèces associées, aussi bien au niveau local que national. Parfois totalement dénudés, souvent fragiles et sensibles aux espèces invasives comme l'Ambroisie, ces habitats constituent de véritables niches écologiques très propices à certaines espèces menacées en France comme *Odontium velox* ou *Harpalus flavescens*.

Malgré une capacité de résilience écologique quasi-immédiate après l'arasement pour une partie des espèces initialement présentes, de nombreuses espèces semblent nécessiter un intervalle de temps plus important avant leur éventuel retour. Il apparaît donc important d'évaluer au mieux
l'évolution diachronique des cortèges de Carabidae suite à l'arasement pour mieux appréhender la gestion d'activités de génie civil pouvant avoir lieu ailleurs en milieu rivulaire ligérien.

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Annexes
Annexe 1 : autorisation de circulation

<figure><img src="image_69.png" /></figure>

DOMAINE PUBLIC FLUVIAL DE LOIRE

AUTORISATION INDIVIDUELLE DE CIRCULATION
(Article 62 du décret du 6 février 1932)

* Vu la convention de superposition d'affectation du Domaine Public Fluvial signée entre l'Etat et le Département du Loiret en date du 11 juin 2009,

* Vu l'avenant n° 1 à la convention de superposition d'affectation du Domaine Public Fluvial signé entre l'Etat et le Département du Loiret en date du 2 décembre 2010,

L'Institut National de Recherche Agronomique (Centre d'Orléans), dont le siège social est situé 2163 avenue de la Pomme de Pin à ARDON (45075 ORLEANS Cedex 2)), est autorisée à circuler sur le domaine public fluvial de Loire des communes de JARGEAU, SANDILLON, MEUNG-SUR-LOIRE et BAULE, dans le département du Loiret, dans le cadre du projet BioMareau.

Cette autorisation est valable jusqu'au 31 décembre 2015 inclus.

L'autorisation est délivrée à titre individuel, temporaire et précaire. Elle peut être à tout moment suspendue, limitée ou retirée sans indemnité pour des motifs liés à la sécurité des usagers de l'itinéraire cyclable « la Loire à Vélo », ou à son exploitation, ou pour tout autre motif d'intérêt général.

Orléans, le 09 JUIL. 2013

Pour le Président du Conseil général
Et par délégation,

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>Sandrine GERARD
Directeur adjoint de l'Attractivité des Territoires</figcaption></figure>
<table><caption>Annexe 2 : nombre d'échantillons valides en fonction des sites, des années et des habitats (Légende : en gris foncé les situations non étudiées, en gris clair celles recherchées mais non trouvées sur le site)</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th colspan="2">sites aval</th><th colspan="3">RNN de Saint-Mesmin</th><th rowspan="2">site amont<br/>Sandillon</th></tr><tr><th>Beaugency</th><th>Muides-sur-Loire</th><th>ilot A et B</th><th>ilot C</th><th>ilot D</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="10">Barber</td><td rowspan="6">2012</td><td>sable humide</td><td></td><td></td><td></td><td>0</td><td></td></tr><tr><td>sable sec</td><td></td><td></td><td></td><td>21</td><td></td></tr><tr><td>gravier sec</td><td></td><td></td><td></td><td>24</td><td></td></tr><tr><td>gravier humide</td><td></td><td></td><td></td><td>18</td><td></td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td></td><td></td><td></td><td>16</td><td></td></tr><tr><td>milieu herbacé</td><td></td><td></td><td></td><td>22</td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">fente de retrait</td><td></td><td></td><td></td><td>16</td><td></td></tr><tr><td>taillis peuplier</td><td></td><td></td><td></td><td>24</td><td></td></tr><tr><td rowspan="6">2013</td><td>sable humide</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>sable sec</td><td>4</td><td></td><td>7</td><td>5</td><td>10</td><td>5</td></tr><tr><td>gravier sec</td><td>12</td><td></td><td>8</td><td>11</td><td>8</td><td>21</td></tr><tr><td>gravier humide</td><td>10</td><td></td><td>8</td><td>8</td><td>3</td><td>5</td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td>4</td><td></td><td>17</td><td>4</td><td>8</td><td>12</td></tr><tr><td>milieu herbacé</td><td>16</td><td></td><td>11</td><td></td><td>16</td><td>30</td></tr><tr><td rowspan="2">fente de retrait</td><td></td><td>7</td><td></td><td>17</td><td></td><td>1</td><td>15</td></tr><tr><td>taillis peuplier</td><td></td><td></td><td>3</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="6">2014</td><td>sable humide</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>sable sec</td><td></td><td>2</td><td>2</td><td>5</td><td>2</td><td>2</td></tr><tr><td>gravier sec</td><td></td><td>1</td><td>1</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>gravier humide</td><td></td><td></td><td>1</td><td>5</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td></td><td>1</td><td>6</td><td>2</td><td>0</td><td>5</td></tr><tr><td>milieu herbacé</td><td></td><td>3</td><td></td><td></td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td rowspan="2">fente de retrait</td><td></td><td>0</td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td>taillis peuplier</td><td></td><td>2</td><td>0</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="10">Quadrat</td><td rowspan="6">2012</td><td>sable humide</td><td></td><td></td><td></td><td>4</td><td></td></tr><tr><td>sable sec</td><td></td><td></td><td></td><td>2</td><td></td></tr><tr><td>gravier sec</td><td></td><td></td><td></td><td>2</td><td></td></tr><tr><td>gravier humide</td><td></td><td></td><td></td><td>8</td><td></td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td></td><td></td><td></td><td>7</td><td></td></tr><tr><td>milieu herbacé</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>6</td></tr><tr><td>fente de retrait</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>5</td></tr><tr><td rowspan="6">2013</td><td>sable humide</td><td>5</td><td></td><td>6</td><td>2</td><td>3</td><td>6</td></tr><tr><td>sable sec</td><td>1</td><td></td><td>1</td><td>0</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>gravier sec</td><td>9</td><td></td><td>3</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>gravier humide</td><td>9</td><td></td><td>7</td><td>8</td><td>4</td><td>5</td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td>12</td><td></td><td>7</td><td>9</td><td>8</td><td>9</td></tr><tr><td>milieu herbacé</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">fente de retrait</td><td></td><td>0</td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td>3</td></tr><tr><td>taillis peuplier</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="6">2014</td><td>sable humide</td><td></td><td>1</td><td>0</td><td>0</td><td>2</td><td>0</td></tr><tr><td>sable sec</td><td></td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>gravier sec</td><td></td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td></td><td></td></tr><tr><td>gravier humide</td><td></td><td>4</td><td>3</td><td>1</td><td>2</td><td></td></tr><tr><td>vase et dépôt</td><td></td><td>4</td><td>3</td><td></td><td>2</td><td>2</td></tr><tr><td>milieu herbacé</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">fente de retrait</td><td></td><td>0</td><td></td><td>0</td><td></td><td></td><td>2</td></tr><tr><td>taillis peuplier</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="3">Polytrap</td><td>2012</td><td></td><td></td><td></td><td>1</td><td></td><td></td></tr><tr><td>2013</td><td></td><td>0</td><td></td><td>4</td><td>4</td><td>0</td></tr><tr><td>2014</td><td></td><td></td><td>1</td><td></td><td>1</td><td>0</td></tr></tbody></table>
Annexe 3 : liste systématique des coléoptères Carabidae

1 Cicindela campestris Linne, 1758

2 Cicindela hybrida Linné, 1758

3 Nebria brevicollis (Fabricius, 1792)

4 Nebria salina Fairmaire & Laboulbene, 1854

5 Clivina collaris (Herbst, 1784)

6 Dyschirius angustatus (Ahrens, 1830)

7 Dyschiriodes agnatus (Motschulsky, 1844)

8 Dyschiriodes nitidus (Dejean, 1825)

9 Dyschiriodes sp.

10 Dyschiriodes sp.2

11 Dyschiriodes globosus (Herbst, 1783)

12 Elaphrus aureus P. Muller, 1821

13 Elaphrus riparius (Linné, 1758)

14 Notiophilus aquaticus (Linné, 1758)

15 Notiophilus biguttatus (Fabricius, 1779)

16 Loricera pillicomis (Fabricius, 1775)

17 Omophron limbatum (Fabricius, 1776)

18 Perileptus areolatus (Creutzer, 1799)

19 Tachyura parvula (Dejean, 1831)

20 Tachyura sexstriata (Duftschmid, 1812)

21 Trechus quadristriatus (Schrank, 1781)

22 Paratachys bistriatus (Duftschmid, 1812)

23 Trepanes articulatus (Panzer, 1796)

24 Trepanes gilvipes (Sturm, 1825)

25 Bembidion quadrimaculatum (Linne, 1761)

26 Bembidion quadripustulatum Audinet-Serville, 1821

27 Ocydromus coeruleus (Audinet-Serville, 1821)

28 Trepanes assimilis (Gyllenhal, 1810)

29 Emphanes azurescens (Dalla Torre, 1877)

30 Ocydromus femoratus (Sturm, 1825)

31 Ocydromus testaceus (Duftschmid, 1812)

32 Ocydromus tetracolus (Say, 1823)

33 Philochthus lunulatus (Geffroy in Fourcroy, 1785)

34 Princidium punctulatum (Drapiez, 1821)

35 Notaphus semipunctatus (Donovan, 1806)

36 Notaphus varius (Olivier, 1795)

37 Notaphus dentellus (Thunberg, 1787)

38 Odontium striatum (Fabricius, 1792)

39 Odontium velox (Linne, 1761)

40 Metallina lampros (Herbst, 1784)

41 Anchomenus dorsalis (Pontoppidan, 1763)

42 Calathus erratus (C.R. Sahlberg, 1827)

43 Calathus melanocephalus (Linne, 1758)

44 Pterostichus strenuus (Panzer, 1796)

45 Pterostichus vemalis (Panzer, 1796)

46 Stomis pumicatus (Panzer, 1796)

47 Limodromus assimilis (Paykull, 1790)

48 Platynus livens (Gyllenhal, 1810)

49 Poecilus cupreus (Linne, 1758)

50 Poecilus sericeus Fischer von Waldheim, 1824

51 Pterostichus anthracinus (Illiger, 1798)

52 Pterostichus gracilis (Dejean, 1828)

53 Pterostichus nigrita (Paykull, 1790)

54 Pterostichus madidus (Fabricius, 1775)

55 Pterostichus melanarius (Illiger, 1798)

56 Pterostichus niger (Schaller, 1783)

57 Agonum lugens (Duftschmid, 1812)

58 Agonum marginatum (Linne, 1758)

59 Agonum muelleri (Herbst, 1784)

60 Agonum emarginatum (Gyllenhal, 1827)

61 Agonum permoestum Puel, 1938

62 Agonum viduum (Panzer, 1796)

63 Agonum viridicupreum (Goeze, 1777)

64 Agonum sp.

65 Agonum micans (Nicolai, 1822)

66 Oxypselaphus obscurus (Herbst, 1784)

67 Paranchus albipes (Fabricius, 1796)

68 Amara anthobia A. Villa & G.B. Villa, 1833

69 Amara convexior Stephens, 1828

70 Amara lunicollis Schiodte, 1837

71 Amara ovata (Fabricius, 1792)

72 Amara similata (Gyllenhal, 1810)

73 Amara tibialis (Paykull, 1798)

74 Pseudoophonus rufipes (De Geer, 1774)

75 Amara apricaria (Paykull, 1790)

76 Amara fulva (O.F. Muller, 1776)

77 Amara bifrons (Gyllenhal, 1810)

78 Anisodactylus binotatus (Fabricius, 1787)

79 Cryptophonus melancholicus (Dejean, 1829)

80 Harpalus affinis (Schrank, 1781)

81 Harpalus flavescens (Piller & Mitterpacher, 1783)

82 Harpalus smaragdinus (Duftschmid, 1812)

83 Harpalus tardus (Panzer, 1797)

84 Stenolophus discophorus (Fischer von Waldheim, 1823)

85 Acupalpus brunnipes (Sturm, 1825)

86 Oodes helopioides (Fabricius, 1792)

87 Chlaeniellus nigricornis (Fabricius, 1787)

88 Chlaeniellus spoliatus (P. Rossi, 1792)

89 Chlaeniellus velutinus (Duftschmid, 1812)

90 Chlaeniellus nitidulus (Schrank, 1781)

91 Chlaeniellus olivieri (Crotch, 1871)

92 Chlaeniellus tibialis (Dejean, 1826)

93 Chlaeniellus vestitus (Paykull, 1790)

94 Badister bullatus (Schrank, 1798)

95 Badister lacertosus Sturm, 1815

96 Panagaeus cruxmajor (Linne, 1758)

97 Syntomus obscuroguttatus (Duftschmid, 1812)

98 Microlestes minutulus (Goeze, 1777)

99 Lionychus quadrillum (Duftschmid, 1812)
<figure><img src="image_71.png" /><figcaption>Annexe 4 : classification sur l'axe 1 de l'ACP "within sites"</figcaption></figure>
<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>Annexe 5 : classification sur l'axe 2 de l'ACP "within sites"</figcaption></figure>
Annexe 6 : espèces uniquement rencontrées dans un (A) ou deux habitats (A & B)

<table><thead><tr><th>espèce</th><th>habitat (A)</th><th>habitat (B)</th><th>nombre d'individus (A)</th><th>nombre d'individus (B)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Notiophilus aquaticus</td><td>fente de retrait</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Amara anthobia</td><td>fente de retrait</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Dyschiriodes sp.</td><td>gravier humide</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Nebria salina</td><td>gravier sec</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Dyschirius angustatus</td><td>gravier sec</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Tachyura parvula</td><td>gravier sec</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Calathus erratus</td><td>gravier sec</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Nebria brevicollis</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Trepanes gilvipes</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Platynus livens</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Pterostichus madidus</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Agonum viridicupreum</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Amara convexior</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Amara tibialis</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Amara apricaria</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Harpalus smaragdinus</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Badister bullatus</td><td>herbacés</td><td></td><td>2</td><td></td></tr><tr><td>Badister lacertosus</td><td>herbacés</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Panagaeus cruxmajor</td><td>herbacés</td><td></td><td>2</td><td></td></tr><tr><td>Stomis pumicatus</td><td>sable sec</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Harpalus flavescens</td><td>sable sec</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Notiophilus biguttatus</td><td>taillis de peuplier</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Agonum viduum</td><td>taillis de peuplier</td><td></td><td>1</td><td></td></tr><tr><td>Bembidion quadripustulatum</td><td>vase et dépôt</td><td></td><td>2</td><td></td></tr><tr><td>Stenolophus discophorus</td><td>vase et dépôt</td><td></td><td>4</td><td></td></tr><tr><td>Calathus melanocephalus</td><td>fente de retrait</td><td>herbacés</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Pterostichus nigrita</td><td>fente de retrait</td><td>herbacés</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Pterostichus niger</td><td>fente de retrait</td><td>vase et dépôt</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Anisodactylus binotatus</td><td>fente de retrait</td><td>vase et dépôt</td><td>2</td><td>2</td></tr><tr><td>Harpalus affinis</td><td>fente de retrait</td><td>sable sec</td><td>6</td><td>1</td></tr><tr><td>Chlaenius spoliatus</td><td>fente de retrait</td><td>gravier humide</td><td>10</td><td>4</td></tr><tr><td>Microlestes minutulus</td><td>fente de retrait</td><td>vase et dépôt</td><td>1</td><td>6</td></tr><tr><td>Philochthus lunulatus</td><td>gravier humide</td><td>vase et dépôt</td><td>3</td><td>10</td></tr><tr><td>Notaphus dentellus</td><td>gravier humide</td><td>vase et dépôt</td><td>1</td><td>80</td></tr><tr><td>Harpalus tardus</td><td>gravier humide</td><td>herbacés</td><td>1</td><td>2</td></tr><tr><td>Chlaenius velutinus</td><td>gravier humide</td><td>vase et dépôt</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Odontium velox</td><td>gravier sec</td><td>sable sec</td><td>1</td><td>4</td></tr><tr><td>Amara ovata</td><td>gravier sec</td><td>herbacés</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Elaphrus aureus</td><td>herbacés</td><td>taillis de peuplier</td><td>1</td><td>2</td></tr><tr><td>Paratachys bistriatus</td><td>herbacés</td><td>vase et dépôt</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Syntomus obscuroguttatus</td><td>herbacés</td><td>vase et dépôt</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Dyschiriodes nitidus</td><td>sable humide</td><td>vase et dépôt</td><td>2</td><td>6</td></tr></tbody></table>
Annexe 7 (1/2) : corrélogrammes des Carabidae présentant une structuration spatiale en fonction des sites d'études

Sandillon

<figure><img src="image_73.png" /></figure>

Beaugency

<figure><img src="image_74.png" /></figure>

RNN
ilot amont
(ilot D)

<figure><img src="image_75.png" /></figure>

RNN
ilots avals
(ilot A+B)

<figure><img src="image_76.png" /></figure>
Annexe (2/2) : corrélogrammes des Carabidae présentant une structuration spatiale

RNN
ilot C avant
arasement
en 2012

<figure><img src="image_77.png" /></figure>

RNN
ilot C après
arasement
en 2013

<figure><img src="image_78.png" /></figure>
# Tâche 3. Inventaire, cartographie et dynamique de la recolonisation par les oiseaux

1. Objectifs

2. Description détaillée du suivi mis en place de 2012 à 2014

3. Evolution de la zone C au cours du printemps et des étés 2013 et 2014

4. Les oiseaux en période de reproduction
La Sterne pierregarin *Sterna hirundo* et la Sterne naine *Sternula albifrons*

Le Petit Gravelot *Charadrius dubius*

Le Chevalier guignette *Actitis hypoleucos*

Le Balbuzard pêcheur *Pandion haliaetus*

5. Les oiseaux en période post-nuptiale 2013, les migrateurs et le passage prénuptial 2014

Les laridés

Les limicoles

Les passereaux

## Conclusion

L'intérêt ornithologique du site s'étendant de la fin du printemps, quand les niveaux d'eau permettent aux oiseaux de se poser, jusqu'au milieu de l'automne, quand les îles les plus basses sont recouvertes par les premières crues, le contenu du présent bilan reprend pour une large part des éléments exposés lors des comptes rendus annuels. Il couvre donc la période de reproduction des oiseaux nichant au sol, la dispersion post-nuptiale et les rassemblements qui y sont liés, puis la migration automnale des années 2012 à 2014.

## 1 Objectifs

Les objectifs de cette tâche sont les suivants :

1. Déterminer et quantifier (nombre de couples) les espèces d'oiseaux se reproduisant sur l'île avant les travaux

2. Déterminer les espèces d'oiseaux susceptibles de se reproduire sur le substrat pionnier après les travaux,

3. Evaluer le succès de la reproduction de ces espèces,

4. Mesurer l'évolution des effectifs au fil des années en lien avec le développement de la végétation.

## 2 Description détaillée du suivi mis en place

La campagne de l'année 2012 avait permis d'observer les espèces se reproduisant sur l'île colonisée par une végétation arbustive composée presque exclusivement de Salicacées. Les observations de 2013 et de 2014 devaient permettre de noter les probables modifications de composition de l'avifaune suite aux travaux de dévégétalisation et de reprofilage du secteur intitulé « zone C » sur les cartes relatives au dossier BioMareau.
Les observations régulières des oiseaux ont été réalisées entre la fin du mois de mars et le mois de septembre, sous la forme de séances de 30 minutes destinées à repérer les oiseaux présents, notamment les nicheurs sur l'île qui a fait l'objet des travaux de la DDT à l'automne 2012. Les observations ont été faites à différents moments de la journée afin de couvrir l'ensemble des activités des oiseaux.

Ces observations ont été réalisées en priorité depuis la rive sud (Mareau-aux-Prés) afin d'éviter au maximum les contre-jours. De façon marginale, quelques données complémentaires ont été apportées à l'occasion de visites fortuites sur la rive droite (limite des communes de Chaingy et de Saint-Ay), mais aussi par la transmission d'observations par des ornithologues bénévoles en dehors de tout protocole.

De la même manière, tout au long du printemps et jusqu'à l'automne, les observations et les dénombrements des oiseaux non nicheurs utilisant le site ont été effectués lors des visites de routine. Ce sont des oiseaux nichant à proximité, sur des îlots voisins ou sur les rives, venant se nourrir, se reposer, parfois se baigner, ainsi que des migrateurs. Noter leur présence est intéressant pour tenir compte du rôle trophique que peut jouer le site. C'est très important pour les charadriiformes (limicoles de la famille des Charadriidés et des Scolopacidés) qui se nourrissent d'animalcules qu'ils trouvent dans la vase ou sous des cailloux. Il était prévisible que les travaux, qui agrandissent les surfaces de zones ouvertes, notamment au niveau des vasières, aient un impact positif sur les espèces de cet ordre. De même, il est intéressant de mentionner la présence d'oiseaux au repos : les secteurs dégagés par l'élimination de la végétation arbustive peuvent être très attractifs pour les espèces grégaires qui ont besoin d'avoir un horizon dégagé afin de repérer d'éventuels prédateurs. Pour les oiseaux qui ne font que survoler le site en migration active, leur présence est d'un faible intérêt comme indicateurs d'évolution de l'île de la zone C (leur présence est a priori totalement indépendante de l'état de conservation du territoire survolé). Ils ont néanmoins été notés comme fréquentant le site, au moins à un moment de leur cycle vital.

Au printemps 2014, les modalités d'observation ont été reprises en augmentant la fréquence des visites sur le site en raison des variations rapides d'effectifs en période de migration (principalement en mai) mais surtout parce que la nidification de plusieurs espèces était engagée et exigeait une surveillance très régulière. La migration postnuptiale a fait l'objet d'observations en période de baisse des niveaux, principalement en août et septembre.

Les différents statuts des espèces observées répondent aux définitions suivantes :

## Les oiseaux en période de reproduction

Conformément aux préconisations du Comité Européen Oiseaux des Atlas Ornithologiques, trois catégories d'indices ont été notées pour les oiseaux observés à Mareau, selon que la nidification paraît certaine, probable ou possible.

Les indices sont énumérés ici selon l'ordre décroissant des valeurs. Dans les commentaires par espèces, c'est l'indice le plus élevé qui a été retenu.

* **Nidification certaine**

Nid garni d'œufs ou de jeunes

Transports de matériaux, d'aliments ou de fientes

Juvéniles non volants

Nid vide

* **Nidification probable**

Défense du nid ou des jeunes

Parades nuptiales

Couple tenant un territoire

Oiseau chantant en période de nidification

* **Nidification possible**

Observation d'un oiseau en période de nidification dans un biotope favorable

Nidification à proximité.

Nous avons ajouté cette catégorie qui indique qu'un oiseau est vu ou entendu sur la zone 3 et qu'il niche probablement à proximité. Certaines espèces viennent s'y nourrir.
## Les oiseaux en période de migration et d'hivernage

Ce sont les oiseaux de passage en migration. Ils ne nichent pas sur la zone C ni à proximité immédiate mais utilisent la zone pour se reposer, pour se nourrir ou ne font que la survoler. Certains oiseaux considérés comme hivernants, observés au cours de l'hiver, ont été notés. Toutes ces précisions sont données dans la liste commentée ci-après et dans le tableau récapitulatif.

## 3 Evolution de la zone C au cours du printemps et des étés 2013 et 2014

En 2013, les débits printaniers de la Loire ont été très élevés pendant tout le printemps et le début de l'été. Au moment où les Sternes pierregarin et les Petits Gravelots étaient susceptibles de s'installer pour nicher, fin avril, l'ilot n'était que très partiellement découvert et la surface disponible très limitée. Les débits étaient alors légèrement inférieurs à 400 m³/s. Une brusque crue de la Loire devait alors recouvrir totalement le site (1980 m³/s le 7 mai 2013. Après une décrue rapide, les débits sont remontés dans les derniers jours de mai pour atteindre 1480 m³/s le 24 mai. La baisse a ensuite été graduelle, avec un pallier début juin, puis une nouvelle baisse à la mi-juin. Une île sableuse de dimension suffisante pour accueillir des oiseaux nichant au sol était alors formée, pour des débits proches de 400 m³/s. Nous avons pu noter une très nette évolution du site à l'issue de cet épisode de crue, avec d'importants dépôts de sédiments entre fin avril et mi-juin. Ces observations sont corroborées par les mesures réalisées sur le site par l'université de Tours (Rodrigues et Winterberger) et sont illustrées par les photos 1 et 2 prises respectivement les 7 mars et 25 juin 2013.

En 2014, après les habituelles crues d'hiver, modérées, avec un maximum de 1290 m³/s le 24 janvier, les débits printaniers de la Loire ont baissé graduellement. Au moment où les Sternes pierregarin et les Petits Gravelots étaient susceptibles de s'installer pour nicher, fin avril, l'ilot était bien apparent et les conditions favorables à la reproduction. Les débits étaient alors légèrement inférieurs à 125 m³/s le 24 avril (à comparer aux 400 m³/s un an plus tôt). L'étiage annuel était atteint dans la dernière décade de juin avec des débits voisins de 60 m³/s. Les niveaux devaient remonter brutalement, et l'été 2014 se caractérise par des débits anormalement élevés : à la mi-juillet puis à la mi-août, ils devaient atteindre et même dépasser 400 m³/s, ce qui n'a pas été observé depuis longtemps (aucun débit comparable noté depuis 1977). En ce qui concerne les oiseaux, ces débits d'été, qui auraient pu être destructeurs de nichées un peu tardives, ont été sans influence, les oiseaux ne s'étant pas installés quand les conditions étaient favorables, de la fin avril à début juin. Les stationnements d'oiseaux migrateurs ou non nicheurs ont été abondants.

Bien que toujours dépourvu de végétation, nous avons pu noter une nette évolution du site à l'issue des crues hivernales avec d'importants dépôts de sédiments. Ces observations sont corroborées par les mesures réalisées sur le site par l'université de Tours (Rodrigues et Winterberger).
<figure><img src="image_79.png" /><figcaption>Fig. 1 Débits de la Loire à Orléans en 2013 et 2014 (de mars à octobre inclus). On notera une crue printanière en 2013 et deux crues inhabituelles en août. Les débits de juillet et août 2014 ont été très supérieurs aux normales, empêchant l'installation des espèces nichant sur les grèves.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_80.png" /><figcaption>La Loire à Mâgeau-aux-Prés le 25 juin 2013. Le débit est de 220 m³/s, l'îlot est bien formé.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_81.png" /><figcaption>La Loire à Mâgeau-aux-Prés le 19 mai 2014, avec un débit de 131 m³/s. Les dépôts de sédiments et les débits modérés permettent aux oiseaux de stationner sur l'île.</figcaption></figure>
## 4 Les oiseaux en période de reproduction

* La Sterne pierregarin Sterna hirundo et la Sterne naine Sternula albifrons

Non nicheurs en 2012.

Non nicheurs en 2013, tentative de reproduction de la Sterne naine en 2014.

**2012.** La Sterne pierregarin a été observée sur le site pendant toute la période de présence de l'espèce dans le département du Loiret. La première observation date du 26 mars (1 individu), la dernière se rapporte à 2 adultes et 1 juvénile en vol le 25 août.

Conformément à son statut habituel de nicheuse tardive, la Sterne naine est arrivée au début du mois de mai et les dernières ont été vues courant août.

Présentes pendant toute la période de reproduction, le nombre maximum d'oiseaux vus simultanément en vol est de 30 pour la Sterne pierregarin et de 10 pour la Sterne naine, sans pouvoir déterminer si les oiseaux étaient les mêmes d'un jour à l'autre. Aucune de ces espèces n'a niché sur le site de Mareau.

Il convient de préciser qu'en raison de hauteurs d'eau importantes pendant le printemps 2012, toutes les colonies du département du Loiret ont été détruites par les crues. La reproduction a donc été nulle, toutes les nichées ayant disparu. La baisse des niveaux de Loire a été trop tardive pour que les adultes puissent entreprendre une deuxième nichée de substitution. On a alors assisté à un fort erratisme de la fin du printemps au début de l'été.

**2013.** La Sterne pierregarin a été observée sur le site pendant toute la période de présence de l'espèce dans le département du Loiret. La première observation date du 12 avril 2013 (4 individus), la dernière se rapporte à un groupe familial début septembre.

Conformément à son statut habituel de nicheuse tardive, mais surtout en raison des niveaux d'eau élevés et des conditions météorologiques défavorables, la première donnée de Sterne naine est arrivée très tard : 2 oiseaux le 14 juin 2013. Les dernières ont été vues courant août.

Présentes pendant toute la période de reproduction, le nombre maximum d'oiseaux vus simultanément en vol est de 11 pour la Sterne pierregarin (le 2 juillet 2013) et de 4 pour la Sterne naine (le 2 juillet également).

Aucune de ces espèces n'a niché en 2013 sur le site de Mareau.

<figure><img src="image_82.png" /><figcaption>Sterne pierregarin</figcaption></figure>

Il convient de préciser qu'en raison de hauteurs d'eau importantes pendant le printemps 2013, l'installation des colonies du département du Loiret a été très tardive, avec une reproduction assez faible. On a assisté jusqu'au mois de juin à un fort erratisme de la fin du printemps au début de l'été.

En 2014, la Sterne pierregarin a été observée autour de l'îlot C à partir du 10 avril 2014 (4 individus dont 2 posés). Des oiseaux sont observés très régulièrement, en vol ou posés. Aucun signe de reproduction ni même de tentative n'a été observé.

<figure><img src="image_83.png" /><figcaption>Sterne naine</figcaption></figure>

**2014.** La première observation de Sterne naine en 2014 est parvenue à une date conforme aux dates habituellement signalées en Orléanais : 1 oiseau présent le 30 avril, posé en bordure d'îlot. L'effectif maximum observé sur le site est de 7 oiseaux le 26 mai. Des tentatives de reproduction ont été notées à plusieurs reprises avec des oiseaux commençant à couver. Un seul le 23 mai, 2 le 27 mai, 3 le 30 mai. Il semble que ces tentatives se soient soldées par des échecs. Pour des raisons inconnues, plus une seule Sterne naine ne couvait le 2 juin 2014.
• **Le Petit Gravelot Charadrius dubius**

Non nicheur en 2012

Non nicheur mais tentative de reproduction (3 couples) en 2013.

Nicheur probable en 2014.

**2012.** La nidification d'un couple est probable sur la zone 3, dans la partie nord : dès le mois d'avril, des chants et des parades nuptiales sont observées, sans preuve formelle de la reproduction, peut-être contrariée par les niveaux d'eau qui n'ont guère baissé au cours du printemps (la nichée a pu être noyée). La nidification d'un deuxième couple est possible un peu plus à l'aval.

**2013.** Des parades nuptiales ont été observées à partir du 25 juin 2013, dès que le site a présenté des surfaces sableuses suffisamment étendues pour que cette espèce qui niche au sol trouve des conditions favorables à la nidification : cris, poursuites et parades nuptiales pour trois couples qui ont occupé la partie sud-ouest de l'îlot C. Ces manifestations ont duré quelques jours et ont cessé dans les tout derniers jours de juin. Il est vraisemblable que la date était trop tardive pour que ces oiseaux soient physiologiquement aptes à entreprendre puis mener à son terme la nidification.

<figure><img src="image_84.png" /><figcaption>Petit Gravelot</figcaption></figure>

**2014.** Tout au long du mois d'avril 2014, les effectifs de cette espèce ont été élevés : 13 oiseaux le 10 avril, 10 le 23 avril, avec un maximum de 16 le 30 avril. Les cris et les parades nuptiales ont été incessants et les comportements ne laissaient guère de doute sur la probabilité de la reproduction. 10 individus étaient encore présents le 12 mai dont un en train de couver. Pour des raisons inconnues, la nidification ne semble pas avoir été menée à son terme.

## Le Chevalier guignette Actitis hypoleucos

<figure><img src="image_85.png" /><figcaption>Chevalier guignette</figcaption></figure>

Nicheur probable en 2012 (1 couple)

Nicheur possible en 2013 (1 couple).

Nicheur certain en 2014 (2 couples).

**En 2012.** C'est un nicheur rare dans le département du Loiret (moins de 5 couples reproducteurs avérés). Il faut préciser qu'obtenir des preuves de reproduction est difficile car les adultes dissimulent très bien leur nid et leur couvée. L'île de Mareau est l'un de ses rares sites de nidification régulière dans le Loiret.

**En 2013**, des parades nuptiales, des poursuites en vol ont été notées le 3 juin pour un couple, à une période favorable à la reproduction. On ne peut toutefois pas exclure la présence d'oiseaux en halte migratoire. L'espèce était encore présente le 25 juin, puis le 2 juillet 2013. Il n'y a pas eu d'indice probant de la nidification et aucun juvénile non volant n'a été observé. On retient le critère « nicheur possible » pour un couple sur la zone C.

**En 2014**, après le passage pré-nuptial, un accouplement est observé le 26 mai 2014 dans la partie sud-ouest de l'îlot C. Les comportements et notamment les alarmes d'oiseaux adultes indiquent une forte probabilité de reproduction. Dans la zone centrale de l'îlot C, un couple de Chevaliers guignettes a montré les mêmes comportements. Les observations de juvéniles au mois de juin 2014 ont permis de confirmer la nidification (jeunes déjà grands, nourris par les adultes fin juin 2014).
* **Le Balbuzard pêcheur Pandion haliaetus** : nicheur proche en 2013 et en 2014, vient pêcher sur le site.

**2013.** Ce grand rapace niche depuis quelques années en Sologne du Loiret. La Loire constitue pour lui son site de pêche favori. Le secteur de l'îlot C a été visité très régulièrement en 2013, peut-être quotidiennement pendant la période d'élevage des jeunes, du printemps au début d'été. La présence de cette espèce est sans rapport avec les travaux qui ont eu lieu en 2012.

**En 2014**, la situation est le même : deux oiseaux adultes sont observés quotidiennement durant le mois de mai.

<figure><img src="image_86.png" /><figcaption>Balbuzard pêcheur</figcaption></figure>

## Les passereaux migrateurs

**En 2012 et avant.** Lorsque l'îlot était recouvert d'un taillis dense de Peupliers noirs (en 2012 et avant), plusieurs espèces de passereaux venaient y nicher, ou nichaient à proximité immédiate et venaient sur l'îlot pour se nourrir ou chercher de la nourriture pour leurs jeunes : le Bruant des roseaux, la Rousserolle effarvatte, l'Hypolaïs polyglotte, la Fauvette à tête noire, la Bergeronnette grise etc.

**En 2013**, ces espèces n'ont pas été notées sur le site. Seule la Bergeronnette grise a été régulièrement observée sur les grèves de la Loire. Elle a probablement niché à proximité immédiate. Huit individus capturant des insectes ont été notés le 2 juillet 2013.

**2014.** La situation du printemps 2014 est en tout point similaire. La Bergeronnette grise est nicheuse certaine : 2 adultes avec 4 juvéniles sont présents sur l'île le 23 mai 2014. La Bergeronnette printanière, non nicheuse en 2013 est présente tout au cours du printemps 2014. Elle a probablement niché sur l'îlot D et le mâle vient chasser les insectes en bordure de l'îlot C.

## 5 Les oiseaux en période post-nuptiale 2013, les migrateurs et le passage prénuptial 2014

Tout au cours de l'été 2013 et au printemps 2014, l'îlot C a été favorable au stationnement des oiseaux des grèves, principalement les laro-limicoles (mouettes, sternes et goélands, d'une part, limicoles d'autre part). Ces oiseaux ne se sont pas reproduits sur place mais ont utilisé le site pour se reposer ou pour se nourrir dans les vasières.

## Les laridés et sternidés migrateurs

**2013.** A la fin juin et en juillet 2013, les groupes observés étaient probablement composés d'oiseaux nichant à proximité ou ayant échoué dans leur tentative de reproduction. Pour les espèces pour lesquelles il est possible de distinguer les adultes des juvéniles (Mouette rieuse, Sterne pierregarin...), les oiseaux observés étaient très majoritairement des adultes, ce qui indique un faible taux de reproduction en 2013. La Sterne pierregarin, la Sterne naine, le Goéland leucophée ont été les plus fréquents.

**2014.** La situation est identique au printemps 2014. On peut noter le passage de migrateurs peu fréquents : une Mouette pygmée le 17 avril et 4 Guifettes moustac le 27 mai 2014.
## Les limicoles migrateurs

En 2013, parmi les espèces de limicoles observées, citons le Vanneau huppé (30 posés le 26 juin), le Petit Gravelot (14 le 2 juillet) et le Bécasseau maubèche (3 le 9 septembre). Cette espèce niche dans la région arctique, elle est migratrice en France, observée surtout sur le littoral. Elle est peu fréquente dans l'Orléanais.

Parmi les Ardéidés, l'Aigrette garzette a été souvent notée (4 posées le 2 juillet) ainsi que le Héron cendré. Quelques observations ont été réalisées de Grande aigrette au cours de l'été, avec un maximum de 3 individus le 12 septembre.

2014. Au printemps, les faibles débits et l'extension de l'îlot C ont permis des stationnements exceptionnels de limicoles. De nombreuses espèces peu communes ont été notées, comme l'Avocette élégante ou le Bécasseau sanderling. La durée des haltes migratoires est tout aussi remarquable.

Avocette élégante : 3 individus le 30 avril 2014.

Bécasseau sanderling : 1 individu le 7 mai, 2 le 9 mai, 1 le 24 mai et 1 le 2 juin 2014.

Bécasseau variable : 1 oiseau présent du 10 au 13 mai 2014, en plumage nuptial. Quelques observations d'isolés au passage postnuptial.

Bécasseau maubèche : 2 individus le 12 mai, en plumage nuptial, encore 1 présent le 13 mai 2014.

Grand Gravelot : présent du 10 au 22 mai, avec un effectif maximum de 12 le 13 mai 2014. Passage perceptible à la fin août, avec 3 individus le 27 août.

Chevalier gambette : présent du 10 avril au 2 juin, avec un maximum de 8 oiseaux le 30 avril 2014.

Pas d'observation estivale.

Chevalier aboyeur : présent du 16 avril à la fin mai. Maximum de 5 le 16 avril 2014. Un oiseau le 1er septembre.

Chevalier culblanc : quelques individus présents à partir du 16 avril (maximum de 5 le 27 juin), puis régulier en petit nombre en été.

Chevalier sylvain : 1 individu le 17 avril 2014.

Bécassine des marais : 2 le 17 avril 2014. En migration postnuptiale, un maximum de 30 oiseaux est observé le 28 août, nombre important.

Barge à queue noire : Un oiseau, probablement le même, observé du 27 août au 5 septembre.

Chevalier arlequin : un oiseau présent le 18 septembre.

<figure><img src="image_87.png" /><figcaption>Bécassine des marais</figcaption></figure>
## Conclusions

Les travaux réalisés à l'automne ont profondément modifié les conditions d'accueil des oiseaux, qu'ils soient nicheurs ou migrateurs, au niveau de l'îlot B de Mareau. Depuis 2013, dès que les niveaux le permettent, de nombreuses espèces d'oiseaux occupent l'espace dégagé.

Les **passereaux** qui utilisaient jusqu'en 2012 le site, pour nicher ou pour se nourrir, ont déserté l'îlot. La plupart des espèces étaient communes : Rossignol philomèle, Fauvette à tête noire, Rousserolle effarvatte... Seule la Bergeronnette grise continue à fréquenter la grève et y trouve probablement un bénéfice (elle capture les insectes au sol dans les milieux ouverts humides).

Les **limicoles** sont les grands bénéficiaires des travaux : ils ne pouvaient auparavant utiliser que les pourtours de l'île, ils peuvent maintenant exploiter les ressources alimentaires sur une grande surface. L'absence de végétation leur garantit une vision lointaine leur permettant de surveiller l'arrivée de tout danger, notamment des prédateurs éventuels. Les migrateurs ont été nombreux sur l'île qui offre à la fois la quiétude (zone de repos) et la nourriture (arthropodes). La seule espèce nicheuse a été le Petit Gravelot mais les conditions de niveau de Loire n'ont pas été favorables au cours des deux années de suivi. Quelques couples ont cependant niché. Le Chevalier guignette a niché de façon certaine (2 couples) mais sans lien avec les travaux car il installe son nid dans la végétation dense. Il utilise l'îlot C comme zone de nourrissage et également comme poste de guet.

Les **laridés** (mouettes et goélands de plusieurs espèces) ainsi que les **ardéidés** (hérons et aigrettes) ne nichent pas sur l'îlot mais ils sont nombreux à l'utiliser comme zone de repos ou de nourrissage (poissons et arthropodes capturés dans les mares). A ces groupes d'oiseaux aquatiques se mêlent fréquemment des Grands Cormorans.

Les **sternidés** (Sterne naine et Sterne pierregarin) sont les deux espèces présentes sur le site qui sont susceptibles de s'y reproduire. Il est difficile de distinguer les migrateurs qui fréquentent le site en halte migratoire des nicheurs proches, venus des colonies voisines de Beaugency ou d'Orléans. Bien que présente tout au long de la saison de reproduction, la Sterne pierregarin n'a pas niché sur le site. En revanche, pour la Sterne naine, des tentatives de reproduction ont été notées à plusieurs reprises : parades nuptiales, offrandes, poursuite etc. Des oiseaux commençant à couver ont été observés : un seul le 23 mai, 2 le 27 mai, 3 le 30 mai. Il semble que ces tentatives se soient soldées par des échecs. Pour des raisons inconnues, plus une seule Sterne naine ne couvait le 2 juin 2014. On peut souligner que les fluctuations estivales de hauteurs de la Loire n'ont pas favorisé la reproduction des sternes sur l'ensemble du bassin ligérien. Mais l'installation d'une colonie nicheuse peut être longue à aboutir et il n'est pas rare d'observer plusieurs années d'échecs avant de constater la reproduction menée à son terme.

A cet égard, il est indispensable de continuer à suivre l'avifaune du site, l'habitat ayant toutes les caractéristiques favorables à la reproduction d'oiseaux nichant au sol comme les sternes et les Petits gravelots.
## Introduction

Le peuplier noir (*Populus nigra* L.), essence dominante de la ripisylve, est la source de toute la diversité et l'originalité rencontrées dans les différents cortèges floristiques qui se développent en milieux alluviaux (Lefèvre et al. 2001; Villar and Forestier 2009). Cependant, comme son habitat, *P. nigra* est également menacé et est aujourd'hui identifié comme une espèce prioritaire par la Commission Nationale de Conservation des Ressources Génétiques Forestières (Lefèvre et al. 2001). Les deux problèmes majeurs à l'origine de l'érosion des ressources génétiques de *P. nigra* sont la destruction de son habitat et les risques d'introgression par les peupliers cultivés (Villar and Forestier 2009). Ainsi, un programme national de conservation des ressources génétiques du peuplier noir, piloté actuellement par Marc Villar, a été mis en place. Pour mener à bien ce programme, la conservation *in situ*, également appelée conservation dynamique, constitue l'une des stratégies adoptées. Elle est réalisée via un réseau d'unités conservatoires (UC), localisé au sein d'espaces naturels (Lefèvre et al 2001; Pautou et al. 2003; Villar and Forestier 2009). Cependant, dans son habitat, le peuplier noir est soumis à différentes contraintes environnementales, biotiques ou abiotiques. De ce fait, il est important de prendre en considération ces différents facteurs intervenant dans la dynamique et la diversité génétique des populations de *P. nigra*. Sur la Loire, et notamment au sein de l'UC Mareau-St-Mesmin (Loiret) comprenant les îles de Mareau-aux-prés, les populations de *P. nigra* subissent une importante pression par le castor d'Europe (*Castor fiber* L.) réintroduit sur la Loire en 1973. Cette étude cherche à comprendre les mécanismes biotiques et abiotiques impliqués dans les interactions entre ces deux espèces.

Le castor d'Europe est une espèce emblématique des forêts riveraines. Mammifère herbivore, semi-aquatique de la famille des *Castoridae*, il vit en groupes familiaux composés d'un couple et des jeunes issues des deux dernières portées (2 ou 3 jeunes par an) (Louarn and Quéré 2003). La sélection du domaine vital, zone dans laquelle le groupe d'individus se nourrit, se multiplie et élève sa progéniture, se fait sur la base de différents facteurs biotiques et abiotiques (Vorel et al. 2008). Le choix de ce domaine semble être principalement lié à la végétation présente et aux caractéristiques physiques du cours d'eau (pente de la berge, nature du substrat, débit, profondeur, etc...) (Collen and Gibson 2001; Pinto et al. 2009). Des études menées sur la Loire (notre zone d'étude) ont permis d'observer une colonie de castor tous les 8.5 km de rive (Fustec et al. 2001). Souvent considéré comme une espèce clé (Krojerová-Prokešová et al. 2010; Pinto et al. 2009; Ruys et al. 2011) ou encore comme un ingénieur de l'écosystème (Jones et al. 2009; Pinto et al. 2009; Ruys et al. 2011) le castor est capable de modifier considérablement son milieu. Son régime alimentaire se compose majoritairement d'espèces ligneuses avec une préférence accrue pour les Saules (*Salix alba*) et les peupliers (*Populus nigra*) (Fustec et al. 2001; Haarberg and Rosell 2006; Krojerová-Prokešová et al. 2010; Ruys et al. 2011).

Ce travail de recherche constitue l'un des quatre tâches du projet 'BioMareau' et s'intéresse plus particulièrement à l'étude du report de la consommation ligneuse par les castors. En effet, l'îlot central des îles de Mareau-aux-prés, qui a entièrement été refaçonné par la DDT 45 en septembre 2012 (dévégétalisation, dessouchage et reprofilage) constituait la principale zone d'alimentation d'une famille de castor d'Europe (*Castor fiber*). Cette modification anthropique est alors à l'origine du questionnement scientifique suivant : (i) quelles étaient les habitudes alimentaires de la famille de castor avant les travaux ? (ii) comment va-t-elle modifier son comportement alimentaire après les travaux ? Quel en sera l'impact sur les autres îlots ?

Pour répondre à ces questions, des données avant (juillet-août 2012) et après travaux (juillet-août 2013 et 2014), liées à la végétation arborescente (espèce, port végétal, circonférence), à la présence du castor sur la zone d'étude (toboggans, terriers hutte) et à la pression d'herbivorie (traces fraiches ou anciennes sur l'écorce, pourcentage d'annélation sur ces arbres) ont été collectées et analysées. Au cours de cette étude, les analyses ont permis (i) de caractériser la zone d'étude, (ii) de définir les habitudes alimentaires de la famille de castor d'Europe présente dans cette zone avant les travaux, (iii) d'évaluer la modification de ce cheminement alimentaire après les travaux, (iv) et de répertorier les zones non touchées, particulièrement importantes dans cette UC, car elles renferment les géniteurs de peuplier noir à l'origine des futures générations.
## Matériel et méthodes :

### Zone d'étude

<figure><img src="image_88.png" /><figcaption>Fig. 1. Vue aérienne des îles de Mareau-aux-Prés. Classification en îlots et écotopes</figcaption></figure>

La mosaïque d'îles de Mareau-aux-Prés est composée d'un ensemble de six îlots et de la berge sud du fleuve (Fig. 1). Dans l'étude, deux écotopes sur sept ne seront pas considérés. En effet, l'écotope 2059 (a et b) se caractérise par une végétation de type forêt mixte à bois dur (Quercus sp., Juglans sp., Ulmus sp., etc...) non appétante pour le Castor d'Europe. Le second écotope (2058) a été détruit par les travaux en septembre 2012 et ne figurera donc pas non plus dans les résultats suivants. Cependant, il est important de rappeler qu'avant les travaux d'entretien du lit de la Loire, cet écotope comprenait une végétation à Peuplier noir (cépées de 2 à 3m de haut, issues de semis de 2004 et 2005), recépée annuellement par la famille de castor, constituant ainsi la principale zone d'alimentation du Castor d'Europe (données INRA non publiées).

L'ensemble de la zone d'étude a été prospectée avant (juillet-août 2012) et après travaux (juillet-août 2013 et 2014) dans l'objectif de marquer, géo-référencer et phénotyper la végétation ligneuse et de géo-référencer les traces d'activités de la famille de castor d'Europe (6 individus en moyenne), présente sur le site depuis 1982 (Com. pers. ONCFS).

## Mesures phénotypiques

### Caractérisation de la végétation

La totalité des formations ligneuses des îles de Mareau-aux-Prés a été phénotypée selon deux critères principaux : l'espèce (Populus nigra ou Salix sp.) et le port végétal (tige ou rejets sur souche). En effet, les individus dont le brin principal a une circonférence supérieur à 8 cm ont été associés au phénotype « tiges adultes ». En opposition, les individus présentant un port plus arbustif avec de multiples rejets sur souche ont été associés au phénotype « rejets sur souche ». La circonférence des tiges adultes a été mesurée à 1m30.

### Caractérisation de la pression d'herbivorie

Afin d'estimer la pression d'herbivorie exercée par le castor d'Europe sur la végétation ligneuse, deux critères additionnels ont été ajoutés. Le phénotype « tiges adultes touchées » est associé aux tiges adultes présentant des traces d'écorçage liées aux activités alimentaires du castor d'Europe. Par opposition, les individus ne présentant aucune trace d'écorçage sont associés au phénotype « tiges adultes saines ». Pour les tiges adultes touchées, l'écorçage a également été quantifié par l'estimation du pourcentage d'annélation (0 à 25%, 25 à 50%, 50 à 75% et 75 à 100%). En ce qui concerne les rejets sur souche, ce phénotype a été systématiquement interprété comme synonyme d'anciennes tiges adultes tombées par le castor d'Europe.

## Marquage et géo-référencement

### La végétation ligneuse

En 2012, la totalité des formations ligneuses (tiges adultes et rejets sur souche) a été géo-référencée à l'aide d'un GPS Nautix X7 (Getak) dont la précision varie de 1 à 3m. Certaines tiges adultes ont également été étiquetées pour faciliter le repérage visuel.
## Les traces d'activités du castor d'Europe

Afin d'avoir une idée du comportement de la famille de Castor d'Europe présent sur la zone d'étude, différentes traces liées à l'habitat, aux déplacements et aux zones de nourrissage ont été relevées et géo-référencées. Sur la Loire, le Castor d'Europe vit dans un terrier hutte creusé sous un arbre de gros diamètre (Fustec et al. 2001). Plusieurs terriers hutte (terrier principal et terriers annexes) peuvent être dispersés sur le domaine vital d'une seule famille. Lors de ses déplacements quotidiens (plutôt nocturne) et notamment lorsqu'il quitte le milieu terrestre pour le milieu aquatique, le Castor d'Europe laisse des traces appelées « toboggans ».

## Traitement des données et analyses statistiques

Saisies des données de terrain : les données 2012, 2013 et 2014 ($n_{2012}$ = 2327 individus dont 1528 tiges adultes) ont été saisies, vérifiées, organisées et classées dans un tableur Excel.

Représentation spatiale : Afin de visualiser la répartition géographique des individus analysés, les données géo-référencées ont été représentées sous SIG. Ainsi les analyses thématiques conduites à l'aide du logiciel QGIS 2.0.1 v. Dufour ont permis la réalisation de cartes présentant la distribution spatiale des individus en fonction de leur phénotype (tiges adultes touchées, tiges adultes saines, rejets sur souche) et les traces d'activités du Castor d'Europe (terriers huttes, toboggans) en 2012, 2013 et 2014.

**Analyses statistiques (...)** : pour la plupart des données disponibles, les variables étudiées sont des variables qualitatives (espèce, port végétal, pression d'herbivorie). Ainsi, les analyses statistiques ont été réalisées en se focalisant sur des comparaisons de proportions. En ce qui concerne les variables quantitatives (circonférence, longitude, latitude et distance par rapport au terrier hutte principal), elles n'ont pas fait l'objet d'études indépendantes. Cependant, elles ont été examinées dans une analyse multidimensionnelle visant à expliquer une variable qualitative (ici le pourcentage d'annélation), à partir de variables explicatives quantitatives (circonférence, longitude, latitude et distance par rapport au terrier hutte principal). Ces analyses ont été effectuées à l'aide du logiciel statistique R (R Development Core Team 2008).

# Résultats

## 2012 : Etat des lieux avant travaux ($t_0$) juillet-août 2012

Les mesures de 2012 ont permis de dresser un état des lieux de la végétation ligneuse présente sur la zone d'étude avant l'intervention des travaux de dévégétalisation en septembre 2012. Les analyses se sont focalisées sur (i) la caractérisation de la végétation présente sur chaque écotope et (ii) la pression d'herbivorie supportée par chaque îlot. Ainsi, pour chaque unité écologique, un inventaire précis de la végétation ligneuse a été réalisé.

### Visualisation spatiale des données géo-référencées

<figure><img src="image_89.png" /><figcaption>Fig. 2. Répartition spatiale des individus et des traces d'activités du castor d'Europe dans les îles de Mareau-aux-Prés avant les travaux de septembre 2012.</figcaption></figure>