Catégories
histoire régionale

RELATIONS AGRICULTURE / BIODIVERSITE

POINT DE VUE SYNTHETIQUE DU BIOLOGISTE

(À L’OCCASION DU DEUXIÈME REMEMBREMENT DE MONTILLOT)

Pascal Collin, septembre 2003

P. Collin est directeur du Conservatoire Régional d’ Espace Naturel de Franche-Comté qui a pour mission de gérer les milieux naturels les plus remarquables de Franche-Comté.

Les changements économiques intervenus durant la seconde moitié du XXe siècle ont considérablement modifié les usages des fonds ruraux et le début des années 70 représente un véritable tournant pour les écosystèmes agricoles (Fottorino, 1989 ; Altesor et al., 1998 ; Austad & Losvik, 1998 ; Stampfli & Zeiter M., 1999 ; Alard & Poudevigne, 1999 ; Ihse & Lindahl, 2000 ; Collin et al. 2000). Schématiquement, on peut distinguer deux cas avec, d’une part l’abandon des zones peu productives, et d’autre part l’intensification des autres secteurs.

Montillot est directement concernée par les mutations du monde agricole et le second remembrement ne fait qu’exacerber ce phénomène. Cet article a été réalisé à partir des opérations de suivi des mesures agri- environnementales (MAE, un des nombreux sigles de l’agriculture) menées en Franche-Comté. Son but est d’apporter des éléments de réponse aux conséquences des changements de pratiques agricoles vis à vis des habitats naturels et des espèces que l’on peut rencontrer dans les « écosystèmes agricoles ».

De l’intensification  

Plusieurs facteurs ont contribué à l’intensification de l’agriculture avec en particulier une énergie disponible et bon marché qui a favorisé une augmentation des intrants (engrais, pesticides, irrigation, mécanisation) et une refonte des paysages (Pointereau, 1999).

Une des premières conséquences de l’intensification a été de créer un déséquilibre entre les trois grands types d’occupation du sol (Lerat, 1993) : les surfaces en céréales et oléoprotéagineux (SCOP), les surfaces toujours en herbe (STH) et les friches et forêts (la distinction de ces deux formations serait souhaitable). En particulier, la surface toujours en herbe a beaucoup diminué essentiellement au profit des céréales et surtout des oléoprotéagineux. 

Tandis que la France perdait 25 % de ses prairies permanentes de 1979 à 2000, la Bourgogne voyait les siennes diminuer de 15% soit une perte de 125 723 hectares ha. Dans le même temps la surface destinée à la culture des oléagineux était multiplié par 5,2  (+ 165 371 ha). Il est également important de noter, durant la même période, la spectaculaire (et inquiétante) progression du drainage par drains enterrés avec un accroissement des surfaces « assainies » de 214 % (+ 108 871 ha) en Bourgogne. La diminution parallèle de la surface agricole utile, environ – 3 % soit 47 112 hectares, est également symptomatique de ce processus. 

La perte de biodiversité animale et végétale est une des conséquences de cette intensification (Kornas, 1983). On observe depuis quelques années, à travers l’Europe, une diminution des populations d’oiseaux inféodés aux paysages agricoles et cela même chez les espèces les plus banales. 

Par exemple, une étude menée en Angleterre a mis en évidence une diminution de 60 % des populations de Bruant jaune (Emberiza citrinella) et d’Alouette des champs (Alauda arvensis) au cours des 25 dernières années (Crick et al., 1998). Un constat analogue peut être dressé par exemple, pour la Franche-Comté (Piotte et al., 1984 ; François & Michelat, 1996-98).

Ce déclin a été mis en parallèle avec les changements majeurs intervenus dans la conduite des exploitations agricoles qui ont abouti à d’importantes modifications dans la structure des habitats (Rands, 1985 ; Robertson & Berg, 1992 ; Broyer, 1988, 1994, 2000 ; Tucker & Heath, 1994 ; Stroate, 1996 ; Robinson & Sutherland, 1999). 

Des changements analogues ont été observés chez diverses populations d’arthropodes avec pour origine essentielle la diminution ou la disparition de la flore naturelle des cultures (Aebischer & Potts, 1990 ; Hald, 1999). 

Les plantes des moissons, ou messicoles, font partie des taxons parmi les plus menacés par l’intensification de l’agriculture (Mortimer, 1997 ; Haas & Streibig, 1982). Dans le département du Jura, elles ont fortement diminué puisque 21 % des espèces, sur une liste de 86 plantes, ont aujourd’hui disparu et 42 % d’entre elles ont vu leurs effectifs diminuer de façon significative depuis la fin du 19e siècle (Collin et al., 2000). Les causes de la régression de ces espèces sont aujourd’hui bien connues : mécanisation, tri des semences, utilisation de variétés sélectionnées, épandage de fertilisants et d’herbicides, abandon de l’assolement et utilisation de nouvelles espèces (Haas & Streibig, 1982 ; Aboucaya et al., 2000). 

Les prairies n’échappent pas non plus à cette baisse de la biodiversité du fait de (Green, 1990; Broyer, 1988, 1994 ; Magnanon, 1991 ; Daudon, 1993 ; Muller, 1996 ; Grévilliot & Muller, 1995, 1996) : l’augmentation de la fertilisation qui aboutit à une eutrophisation du milieu entraînant alors une disparition des espèces oligotrophes ; l’augmentation du taux de renouvellement de la prairie qui perturbe le milieu et qui cause des difficultés de survie pour certaines espèces vivaces ; l’introduction massive d’espèces génétiquement améliorées qui augmente la compétition interspécifique et entraîne une disparition des espèces non compétitives ; les modifications des propriétés hydriques et physico-chimiques du sol telles que le drainage qui conduit à la disparition des espèces de milieux humides ou le chaulage qui fait disparaître les espèces calcifuge ; la fauche précoce qui empêche la reproduction des thérophytes et des espèces à fructification « tardive » ; l’utilisation de pesticides (anti-mousse, bromadiolone, etc.) et la déprise agricole dans certains cas.

La plupart des paysages européens sont le résultat de corrélations entre l’environnement et l’agriculture (Kornas, 1983). 

La structure spatiale du paysage est un élément déterminant de l’abondance locale d’une espèce et cela indépendamment de l’effet de la qualité des habitats (Opdam, 1991 ; Wiens, 1995 ; Hanski, 1999 ; Selinger-Looten et al., 1999). L’intensification de l’agriculture implique des changements paysagers tels que l’agrandissement de la taille moyenne des parcelles, la suppression des haies et des talus, le drainage, le regroupement des types de cultures, etc.  

Outre les effets paysagers, hydrauliques et climatiques, il en résulte une fragmentation des habitats qui affecte la dynamique des populations végétales et animales dans ces processus fondamentaux : migration et colonisation (Giraudoux et al., 1997 ; Hanski, 1999 ; Alard & Poudevigne, 1999). 

Une des questions récurrentes posée par les gestionnaires de milieux naturels concerne l’échelle pertinente pour la conservation de la biodiversité. Les niveaux d’interactions entre paysage et agriculture sont dépendants du type d’exploitation mis en place, c’est-à-dire : à quel point les conditions naturelles ont-elles contraint les pratiques agricoles et dans quelle mesure l’agriculture a-t-elle façonné l’environnement ? La détermination de ces corrélations aboutit à une appréciation de l’organisation du paysage qui correspond à un ensemble d’unités agro- environnementales connues en France sous le nom de terroirs chez les agronomes ou d’éco- complexes chez les écologistes. Ces unités paysagères sont elles-mêmes composées de différentes parcelles qui font l’objet de pratiques agricoles homogènes mais qui peuvent parfois présenter une mosaïque de plusieurs communautés végétales. Chacune de ces communautés (ou habitat) constitue l’unité écologique de base à partir de laquelle on détermine la valeur patrimoniale du milieu et son mode de gestion (Muller, 1996 ; Alard & Poudevigne, 1999).

La notion de paysage est indissociable de celle de biodiversité et l’agriculture joue un rôle clef dans leur mise en place, l’intensification des zones productives et l’abandon des secteurs moins rentables sont deux expressions extrêmes de ce processus. Toutefois, intensification et abandon n’ont pas les mêmes effets sur l’environnement et incontestablement, le vrai défi pour l’agriculture consiste à « renaturaliser » les secteurs conduits de façon intensive.

De l’abandon

L’abandon des zones peu productives a de multiples conséquences à la fois écologiques, agricoles, sociales et économiques (Baudry, 1989 ; Bidault et al., 1994 ; Brossard et al., 1997 ; Sciama, 1999 ; Stampfli & Zeiter, 1999). La déprise agricole peut être définie comme étant : « la résultante d’un contexte socio-économique particulier, entraînant l’arrêt de l’utilisation du sol se traduisant par l’apparition de discontinuités spatiales dans l’exploitation et/ou la rupture du système agricole traditionnel, ou encore la reprise biologique sur les territoires abandonnés » (in Bidault et al., 1994).

Cet abandon traduit la diminution du nombre d’exploitations agricoles en France ; l’agriculture ne concerne plus aujourd’hui que 4,8 % de la population active contre 13,5 % en 1970. Toutefois, la déprise agricole de la fin du XXe siècle n’est pas la première que l’ensemble de la Franche-Comté et des autres régions françaises aient connue (Bégeot, 1997). La perte de diversité faunistique et floristique (biodiversité), au moins du point de vue qualitatif, est une des conséquences écologiques à long terme de la déprise agricole lorsqu’elle s’applique à des espaces traités précédemment de façon extensive par le pâturage (Bidault et al., 1994).

Cette perte concerne les espèces inféodées aux milieux ouverts et intervient le plus souvent après une nette augmentation de la biodiversité dans les stades juvéniles et post-juvéniles de la recolonisation (Bidault et al., 1994).

Ce processus est particulièrement frappant dans le cas de l’abandon des terres de qualité moyenne à médiocre, c’est-à-dire dans les pelouses et les zones humides. Le maintien de ces écosystèmes à un stade « bloqué » de leur dynamique est essentiel pour la sauvegarde de certaines espèces patrimoniales (Parnassius apolloAster amellusSaxifraga hirculusOrobranche bartlingii, etc.). Par exemple, pour les pelouses, la richesse biologique maximale correspond à un équilibre entre les maxima d’abondance et de richesse et les maxima de richesse patrimoniale qui interviennent respectivement pour une fermeture de l’ordre de 50% du milieu par la strate buissonnante et dans les milieux totalement ouverts, mais ayant une structure en mosaïque, ou en début de fermeture (Bidault et al., 1994).

Il convient toutefois de faire ici une remarque importante : l’abandon d’une parcelle conduite de façon intensive aboutit à l’augmentation de sa valeur biologique (biodiversité, paysage, lutte contre l’érosion, lutte contre l’effet de serre, etc.). Un champ cultivé de façon intensive présente une valeur biologique quasi nulle et son abandon se traduirait immanquablement par une augmentation de sa valeur biologique. Néanmoins, l’abandon de terres productives ou susceptibles de le devenir est négligeable, la pression foncière est très forte sur ce type de terrain.

Attention au mot paysage  

Les objectifs « paysagers » au sens large sont issus de conceptions normatives liées aux représentations de ce « que doit être » un paysage. Par exemple, la friche, bien qu’étant perçue comme un échec par les agriculteurs, constitue un milieu à part entière abritant de nombreuses espèces spécifiques. Elle est apparue dès que l’homme a appris l’agriculture et fait donc partie intégrante du paysage (Debussche et al., 1993 ; Marty, 1997). 

Autre exemple, l’intégration de consignes de gestion des lisières visant à garantir un passage progressif entre la forêt et la prairie permettrait d’augmenter la diversité biologique d’un secteur, par la préservation d’un certain nombre d’espèces inféodées à ces milieux de transition, tout en menant à bien l’objectif paysager de l’opération.

La sensibilisation des exploitants agricoles à l’intérêt biologique de milieux diversifiés doit permettre la mise en oeuvre d’une maîtrise raisonnable de l’extension des ligneux sur une parcelle.

De ce point de vue, la formation d’un public institutionnel (chambre d’agriculture, DDA, etc.) et privé (exploitants, propriétaires) à la gestion conservatoire de la biodiversité est un des éléments clef de la réussite d’une telle opération. 

Gestion des lisières  après le remembrement à Montillot: en périphérie des cultures, en bordure de forêt, ont été replantées diverses essences connues pour leur adaptation au milieu: merisier, alizier, chêne d’Amérique, acacia ;mais la canicule 2003 rend aléatoire la reprise de ces jeunes plants, cette année.

Deux concepts relativement distincts permettent de mieux percevoir et apprécier l’impact des sociétés sur les paysages/milieux naturels : l’écosystème de référence et le paysage culturel. Le premier pose la question suivante : quelle étape de la dynamique du milieu les mesures de restauration doivent-elles tenter d’atteindre ? Le second met l’accent sur l’importance de l’action humaine dans les paysages qui témoignent des systèmes humains passés.

Les éléments constitutifs d’un paysage peuvent être intégrés de façon très changeante à des argumentaires de gestion. Le cas des actions de boisement entreprises au XIXe et XXe siècles dans le cadre du fonds forestier national est révélatrice de cet état de fait. Par exemple, les paysages caussenards sont tour à tour dénigrés de façon à y promouvoir des reboisements ; puis ces paysages pastoraux sont réhabilités, en particulier dans un souci de conservation du patrimoine naturel (Lepart et al., 2000).

On est alors passé d’un écosystème de référence (la forêt) à un paysage culturel (issu du pastoralisme). Aujourd’hui le paysage culturel tend à devenir le paysage de référence et on a ainsi tendance d’une part à oublier qu’il a été établi par des sociétés dont l’organisation a changé, et d’autre part que l’on supprime la dynamique spontanée du paysage.

Il apparaît alors avec d’autant plus d’acuité que le souci de conservation du patrimoine naturel, au sens de la biodiversité, doit être constamment mis en avant dans les argumentaires liés à la restauration des paysages.

… »l’ère de la grande extermination des plantes est en cours et un vide écologique est en train d’être créé par l’homme »

De la nécessité d’une agriculture durable

Les espèces sauvages qui peuplent les campagnes font partie intégrante du patrimoine naturel et elles justifient tout à fait la mise en place de politiques de conservation de la biodiversité puisqu’elles présentent à la fois un intérêt d’ordre éthique ou culturel, un intérêt économique ainsi qu’un intérêt biologique ou écologique (Barbault, 1993 ; Grime, 1997 ; Aboucaya et al., 2000). Ces espèces sont souvent liées à l’homme et l’agriculture a constitué un formidable outil pour la création d’espèces nouvelles. Par exemple, Les végétaux qui se développent dans les céréales correspondent à des espèces autochtones, recrutées dans des habitats peu stables (éboulis, etc.) et d’espèces allochtones, introduites par l’homme à des époques variées, dont les stations originelles sont le plus souvent localisées dans le bassin méditerranéen, au Moyen Orient ou en Asie centrale. Ces espèces ont accompagné l’homme depuis le début de l’agriculture et certaines d’entre-elles disparaîtraient irrémédiablement sans la survivance d’une agriculture extensive (Kornas, 1983 ; Aboucaya et al., 2000). La flore de France est riche d’environ 7000 espèces (Kerguélen et al., 1987) et pas  moins de 1065 d’entre elles réparties en deux groupes avec d’une part, les espèces prioritaires (486 taxons) et d’autre part, les espèces à surveiller (579 taxons), sont menacées (Olivier et al., 1995). C’est donc plus de 15 % du patrimoine végétal national qui est en danger. Un constat analogue peut être fait en Bourgogne et en Franche-Comté. Ce n’est pas la première fois que des changements importants concernant la biodiversité ont lieu en Europe (Kornas, 1983 ; Begeot, 1997). Toutefois, il semble qu’il y ait une grande différence entre ce qui ce passe aujourd’hui et les changements passés : les pertes de biodiversité végétale et animale ne sont pas compensées par les gains et les processus évolutifs ne peuvent égaler les extinctions. En 1983, J. Kornas s’exprimait ainsi : « The era of « great extermination » of plants set in and a manmade ‘ecological vacuum’ is being created » (l’ère de la grande extermination des plantes est en cours et un vide écologique est en train d’être créé par l’homme). L’auteur de ces lignes envisageait alors deux scénarios alternatifs, l’un optimiste, et l’autre pessimiste. Toutefois, une prise de conscience de ce phénomène semble exister aujourd’hui et le maintien de la biodiversité est devenu une nouvelle priorité pour les gestionnaires de milieux naturels. Il nécessite la mise en place de nouvelles pratiques culturales s’inscrivant dans le cadre d’un développement durable du monde agricole (Burel & Baudry, 1995 ; Jones & Hayes, 1999 ; CMED, 1989). L’introduction de paramètres environnementaux dans les pratiques agricoles est une première étape vers la mise en place d’une agriculture durable. La notion de développement durable cherche à concilier les exigences du développement économique avec celles de la protection des ressources et des milieux naturels (CMED, 1989). La préservation de la biodiversité dépend de notre compréhension des phénomènes qui permettent la création de nouvelles espèces et de leur maintien dans les écosystèmes. Les études démographiques à long terme sont, de ce point de vue, essentielles dans la connaissance de la biologie des populations. On peut espérer que la mise en place des Mesures Agriculture Environnement et l’utilisation des corridors et des réseaux biologiques pourra permettre le maintien des espèces patrimoniales en pratiquant une gestion adaptée, compatible avec l’exercice de la profession d’agriculteur.

Conclusion

Le remembrement est une opération qui est assez caricaturale (du moins tel qu’ils ont été réalisés jusqu’à présent) des relations agriculture/environnement. 

Toutes les données scientifiques accumulées depuis plusieurs décennies montrent un effet nettement négatif de cette opération d’aménagement du territoire sur le patrimoine naturel.

Un autre aspect des choses est que la déprise et l’intensification qui sont les deux problèmes posés par l’agriculture à l’environnement, en terme de biodiversité, ne sont pas du tout traités de la même façon. Seule l’action sur la déprise semble bien acceptée par le monde agricole ; pourtant, il faudra impérativement que la nature retrouve quelques droits dans les zones d’agriculture intensive. Le maintien de la diversité maximale (en terme de valeur patrimoniale) ne va pas forcément à l’encontre du développement économique (Lepart, 1997).

Aller à « droit de réponse » (Fabienne Péchey)

Bibliographie

Aboucaya A., Jauzein P., Vinciguerra L., Virevaire M. 2000. Plan national d’action pour la conservation des plantes messicoles. Rapport final, mars 2000. Ministère de l’Environnement, Direction de la Nature et des Paysages (sous direction de la chasse, de la faune et de la flore). 46 p.

Aebischer N.J., Potts G.R. 1990. Long term changes in number of cereal invertebrates assessed by monitoring. Proceedings of the 1990 Brighton Crop Protection Conference – Pest and Diseases, Brighton, pp. 163-172.

Agreste. 1959. Statistique agricole annuelle. Résultats de 1958. Tome II.

Agreste. 1969. Statistique agricole annuelle. Résultats de 1968. Tome II, 471 p.

Agreste. 1990. Statistique agricole annuelle. Résultats de 1988. N° 11, 156 p.

Agreste. 1999. Statistique agricole annuelle. Résultats de 1998. N° 117, 171 p.

Agreste. 1999. Statistique agricole annuelle. Résultats de 1998. N° 117, 171 p.

Agreste. 2000. Statistique agricole annuelle. Résultats de 1999. N° 125, 172 p.

Alard D., Poudevigne I. 1997. Les facteurs de contrôle de la biodiversité dans un paysage rural : une approche agro-écologique. Écologie, 28 (4) : 337-350.

Alard D., Poudevigne I. 1999. Factors controlling plant diversity in a rural landscape: a functional approach. Landscape and Urban Planning, 46: 29-39.

Altesor A., Di Landro E., May H., Ezcurra E. 1998. Long term species change in a Uruguayan grassland. Journal of Vegetation Science, 9 : 173-180.

Antrop M. 1998. Landscape change: plan or chaos ? Landscape and Urban Planning, 41 : 151-161.

Antrop M. 2000. Background concepts for integrated landscape analysis. Agriculture, Ecosystems and Environment, 77 : 17-28.

Antrop M., Van Eetvelde V. 2000. Holistic aspects of suburban landscapes: visual image interpretation and landscape metrics. Landscape and Urban Planning, 50 : 43-58.

Auffrère J. 1982. Étude de la prévision de la digestibilité des fourrages par une méthode enzymatique. Ann. Zootechn, 31 : 111- 130.

Austad I., Losvik M.H. 1998. Changes in species composition following field and tree layer restoration and management in a wooded hay meadow. Nordic Journal of Botany, 18 : 641-662.

Babey P. 1845. Flore jurassienne. Imp. Audot, Paris 4 Vol.

Bacon J.C. 1990. The use of livestock in calcareous grassland management. In Calcareous grasslands, ecology and management. Hillier S.H., Walton D.W.H. (eds) ; Bluntisham, Huntingdon: Bluntishan Books. 193 p.

Barbaro L. 1999. Dynamique agro-écologique des communautés de pelouses sèches calcicoles du Vercors méridional : application à la gestion conservatoire de la biodiversité par le pastoralisme. Doctorat de l’Université Joseph Fourier – Grenoble 1, 181 p.

Barbault R. 1993. Une approche écologique de la biodiversité. Natures-Sciences-Sociétés, 1(4) : 322-329.

Baudry J. 1989. Ecological consequences of grazing extensification and land abandonment : role of interactions between environment, society and techniques. Inst. Agr. Médit. Zaragoza. Spain. 11-12 déc. 1989. 14 p.

Baudry J., Acx A.S. 1993. Écologie et friches dans les paysages agricoles. Ministère de l’Environnement, 46 p.

Bégeot C. 1997. L’étude des pollens : un moyen pour retracer l’histoire des déprises agricoles. Sciences et techniques de l’Environnement, Annales de l’Université de Franche-Comté, fascicule 1 : 21-28.

Bekker R.M., Verweij G.L., Bakker J.P., Fresco L.F.M. 2000. Soil seed bank dynamics in hayfield succession. Journal of Ecology, 88 : 594-607.

Benstead P., Drake M., José P., Montford O., Newbold C., Treweek J. 1997. The wet grassland guide: managing floodplain and coastal wet grasslands for wildlife. The Royal Society for the Potection of Birds, 254 p.

Berendse F., Oomes M.J.M., Altena H.J., Elberse W.T. 1992. Experiments on the restoration of species-rich meadows in the Netherlands. Biol. Cons., 62 : 59-65.

Bidault M., Aberlin J.P., Laurent A, Ferrez Y., Robert J.C., Cretin J.Y., Gigout L., Guinchard M., Prouteau C., Robert J.Y. 1994. Impact de la déprise agricole sur la végétation et la faune en Franche-Comté. Université de Franche-Comté, 212 p.

Bobbink R., Willems J.H. 1991. Impact of different cutting regimes on the performance of Brachypodium pinnatum in Dutch chalk grassland. Biological conservation, 56 : 1-21.

Boni J. 1993. Étude du phénomène de colonisation naturelle de clairière dans la région de Fromont (Franches-Montagnes). Travail de diplôme, EPFZ, chaire de sylviculture. 50 p.

Brossard T., Joly D., Ormaux S., Wieber J.C. 1997. Les paysages en question. Sciences et Techniques de l’Environnement, Annales de l’Université de Franche-Comté, fascicule, 1 : 7-14.

Broyer J. 1988. Dépérissement des populations d’oiseaux nicheurs dans les sites cultivés et prairiaux : la responsabilité de la modernité agricole. Ministère de l’Environnement, 192 p.

Broyer J. 1994. La régression du Râle des Genêts (Crex Crex) en France et la gestion des milieux prairiaux. Alauda, 62(1) : 1-7.

Broyer J. 2000. La Dombes, espace d’équilibre ou simple substrat pour la culture céréalière ? Le Courrier de l’environnement de l’INRA, 40 : 63-65.

Broyer J., Prudhomme J. 1995. Incidence de la fertilisation sur la diversité floristique des prairies de fauche inondables dans le val de Saône. Écologie, 26 : 45-58.

Burel F., Baudry J. 1995. Species biodiversity in changing agricultural landscapes: a case study in the Pays d’Auge, France. Agricult. Ecosys. Environ., 55 : 193-200.

Collin P., Ferrez Y., Prost J.F., Chaillet A., Jeannot C. 2001. Évolution des populations de plantes messicoles dans le Jura depuis 1845 jusqu’à nos jours. Acte du colloque équilibres et ruptures dans les écosystèmes durant les 20 derniers millénaires en Europe de l’Ouest. Durabilité et Mutation. Besançon, 18-22 septembre 2000. sous presse.

Commission mondiale sur l’environnement et le développement (CMED). 1989. Notre avenir à tous. Édition du Fleuve, Montréal (Canada), 2e édition, 432 p.

Crick H.Q.P. et al. 1998. Breeding birds in the wider countryside: their conservation status (1972-1996). B.T.O., Thetford, Norfolk.

Daudon M. 1993. Caractérisation de la flore et de la végétation des basses vallées Angevines (Maine et Loire). Intérêt patrimonial et déterminisme écologique. Rapport ligue pour la protection des oiseaux 46 p.

Debussche J., Escarré J., Lepart J. 1993. La friche, un champ de recherche fertile pour les biologistes. Pour la Science, 188 : 12-13.

Déforêt T., Morin C. 2001. Opération locale Agriculture-Environnement. Vallée de la Saône. Suivi ornithologique.Rapport GNFC/D.I.R.E.N. Franche-Comté, janvier 2001. Besançon. 33 p.

Delcros P. 1999. Fermeture des paysages et biodiversité ; état des connaissances et perspectives. CEMAGREF, grenoble, 100 p.

Dupont P., Lumaret J.P. 1997. Intégration des invertébrés continentaux dans la gestion et la conservation des espaces naturels. Analyse bibliographique et propositions. Aménagement écologique, Ministère de l’Environnement, Direction de la Nature et des Paysages, 258 p.

During H.J., Willems J.H. 1984. Diversity models applied to a chalk grassland. Vegetatio, 57 : 103-114.

Dutoit T. 1996. Dynamique et gestion des pelouses calcaires de Haute-Normandie. Publication de l’Université de Rouen. 220 p.

Dutoit T., Roche P., Alard D. 1999. Influence de perturbations anthropiques sur la composition et la diversité botanique des pelouses calcicoles de la vallée de la Seine en Haute-Normandie (France). Journal Canadien de Botanique, 77 :377-388.

Ferrez Y., Prost J.F. 2001. Les plantes rares ou protégées de Franche-Comté. Atlas commenté. Éditeur, Naturalia publications et Société d’Horticulture du Doubs et des amis du jardin botanique, Besançon, sous presse.

Fottorino E. 1989. La France en Friche. Lieu commun, 208 p.

François J., Michelat D. 1996-98. Les oiseaux de Franche-Comté, évolution du peuplement du siècle dernier à la période actuelle. Bull. Soc. Hist. nat. Doubs, 87 : 79-88.

Frochot B., Lobreau J.P. 1987. Etude quantitative de l’effet de lisière sur les populations d’oiseaux : définitions et principes méthodologiques. Revue d’Ecologie (terre et vie), 4 : 7-15.

Gallandat J.D., Gillet F., Havlicek E., Perrenoud A. 1995. Typologie et systèmique phytoécologiques des pâturages boisés du Jura suisse. Laboratoire d’écologie végétale, Université de Neuchâtel. Rapport (3 volumes, 4 annexes, 1 CD-ROM). Vol I : 466 p.

Giraudoux P., Delattre P., Habert M., Quéré J.P., Deblay S., Defaut R., Duhamel R., Moissenet M.F., Salvi D., Truchetet D. 1997. Population dynamics of fossorial water vole (Arvicola terrestris scherman): a land use and landscape perspective. Agriculture, Ecosystems and Environment, 66 : 47-60.

Godreau V., Bornette G., Frochot B., Amoros C., Castella E., Oertli B., Craney E., Chambaud F., oberti D., 1994. Étude des milieux naturels du val de Saône. Intérêt écologique et fonctionnel des milieux aquatiques et terrestres du val de Saône. Laboratoire d’écologie. Univ. Bourgogne pour le compte du syndicat mixte Saône-Doubs, de l’agence Rhône-Méditerranée-Corse et du ministère de l’environnement. 2 tomes (100p. + annexes et cartes). Dijon.

Gonseth Y. 1994. La faune des lépidoptères diurnes (Rhopalocera) des pâturages, des pelouses sèches et des prairies de fauche du Jura Neuchâtelois. Bulletin de la société entomologique Suisse, 67 : 17-36.

Gounot M. 1969. Méthode d’étude quantitative de la végétation. Masson et Cie, Paris, 314 p.

Green B.H. 1990. Agricultural intensification and the loss of habitat, species and anemity in British grasslands: a review of historical change and assessment of future prospects. Grass Forage Sci., 45 : 365-372.

Grevilliot F., Broyer J., Muller S. 1998. Phytogeographical and phenological comparison of the Meuse and the Saône valley meadows (France). Journal of Biogeography, 25 : 339-360.

Grévilliot F., Muller S. 1995. Application de l’analyse diachronique globale à l’étude de l’évolution d’une végétation prairiale. C. R. Acad. Sci. Paris, Sciences de la vie/Life Sciences, 318 : 491-497.

Grévilliot F., Muller S. 1996. Étude de l’impact des changements de pratiques agricoles sur la biodiversité végétales dans les prairies inondables du Val de Meuse : présentation méthodologique et premiers résultats. Acta Bot. Gall., 143 (4/5) : 317-338.

Grime J.P. 1979. Plant strategies and vegetation processes. John Wiley and Sons, Chichester

Grime J.P. 1997. Biodiversity and ecosystem function: the debate deepens. Science, vol. 277 : 1260-1261.

Haas H., Streibig J.C. 1982. Changing patterns of weed distribution as a result of herbicide use and other agronomic factors. In herbicide resistance in plants, John Wiley & Sons publishers, New-York, USA, pp. 57-79.

Hald A.B. 1999. Weed vegetation (wild flora) a long established organic versus conventional cereal fields in Denmark. Ann. Appl. Biol., 134 : 307-314.

Hanski I. 1999. Metapopulation ecology. Oxford serie in ecology and evolution, 313 p.

Hurst A., John E. 1999a. The biotic and abiotic changes associated with Brachypodium pinnatum dominance in chalk grassland in south-east England. Biological Conservation, 88 : 75-84.

Hurst A., John E. 1999b. The effectiveness of glyphosate for controlling Brachypodium pinnatum in chalk grassland. Biological Conservation, 89 : 261-265.

Ihse M., Lindahl C. 2000. A holistic model for landscape ecology in practice : the swedish survey and management of ancient meadows and pastures. Landscape and Urban Planning, 50 : 59-84.

Jones A.T., Hayes M.J. 1999. Increased floristic diversity in grassland : the effects of management regime and provenance on species introduction. Biological Conservation, 87 : 381-390.

Kerguélen M. et al. 1987. Données taxonomiques, nomenclaturales et chorologiques pour une révision de la flore de France. Leujeunia (nouv. sér.), 120 : 1-264.

Kohler F., Gillet F., Roulier C., Teuscher F. 2000. Dynamique de la végétation des zones alluviales : exploration de différentes méthodes de suivi. Saussurea, 31 : 85-100.

Kornas J. 1983. Man’s impact upon the flora and vegetation in Central Europe. In W. Holzner, M.J.A. Werger and I. Ikusima (editors), Man’s impact on vegetation, the Hague-Boston-London, pp. 277-286.

Kotorova I., Leps J. 1999. Comparative ecology of seedling recruitment in an oligotrophic wet meadow. Journal of Vegetation Science, 10 : 175-186.

Kuiper J. 2000. A checklist approach to evaluate the contribution of organic farms to landscape quality. Agriculture, Ecosystems and Environment, 77: 143-156.

Kupferschmid A.D., Stampfli A., Newbery D. 2000. Dispersal and microsite limitation in an abandoned calcareous grassland of the southern prealps.Folia Geobotanica, 35 : 125-141.

Lecomte T. 1995. Gestion écologique par le pâturage : l’expérience des réserves naturelles. Réserves Naturelles de France, 76 p.

Lepart J. 1997. De la diversité spécifique à la biodiversité, les raisons d’un succès. Forêt méditerranéenne, 28 : 4-10.

Lepart J., Dervieux A., Debussche M. 1996. Photographie diachronique et changement des paysages. Un siècle de dynamique naturelle de la forêt à Saint-Bauzille-de-Putois, vallée de l’Hérault. Forêt méditerranéenne, 17 (2) : 63-80.

Lepart J., Marty P., Rousset O. 2000. Les conceptions normatives du paysage. Le cas des Grands Causses. Natures Sciences Sociétés, 8(4) : 16-25.

Lepart J., Rousset O., Marty P. 1999. Les phénomènes d’accrues : analyser, comprendre et prévoir. In Ingénieries-EAT- Boisements naturels et espaces agricoles : 59-66.

Lerat F. 1993. Nouvelle politique agricole commune et gestion de l’espace. Le Courrier de l’environnement de l’INRA, 20 : 23-26.

Magnanon S. 1990. Données sur la valeur fourragère de quelques groupements de prairies naturelles inondables du bassin du Brivet (parc de Brière) et de l’estuaire de la Loire. Bull. Soc. Sc. Nat. ouest de la France, nouvelle série, tome 12, 1 : 1-14.

Magnanon S. 1991. Contribution à l’étude des prairies naturelles inondables des marais de Donges et de l’estuaire de la Loire. Phyto-écologie, phytosociologie, valeur agronomique. Thèse, Université de Nantes, 269 p.

Majchrzak Y. 1992. Évolution des communautés végétales de marais tourbeux soumises au pâturage de bovins et d’équins. Application pour la gestion conservatoire d’une zone humide, le marais de Lavours (Ain, France). Doctorat de l’Université Joseph Fourier – Grenoble 1, 156 p.

Marty P. 1996. La friche entre célébration et disparition, le cas des Hautes-Fagnes (Ardenne, Belgique) et du Levézou (Massif Central, France). Journal d’Agriculture Traditionnel et de Botanique Appliquée, 38 (1) : 199-229.

Marty P. 1997. Biodiversité, friches et jachères. Bulletin du G.H.F.F., 16 : 36-37.

Mauvais C., Dumont J., Trivaudey M.J., Perrinet M. 2000. Vallée de la Bourbeuse, suivi scientifique 1999. Espace Naturel Comtois, Conseil Général du Territoire de Belfort, rapport, 11 p.

Morris M.G., Rispin W.E. 1988. A beetle fauna of oolitic limestone grassland, and the responses of species to conservation management by different cutting régimes. Biological Conservation, 43 : 87-105.

Mortimer A. M. 1997. Phenological adaptation in weeds-an evolutionary response to the use of herbicides .? Pestic. Sci., 51: 299-304.

Mountford J.O., Lakhani K.H., Holland R.J. 1996. Reversion of grassland vegetation following the cessation of fertilizer application. Journal of Vegetation Science, 7 : 219-228.

Moyano E., Garrigo F. 1998. Acteurs sociaux et politique agri-environnementale dans l’Union européenne. Courrier de l’Environnement de l’INRA, 33 : 106-114.

Muller S. 1996. Exposé introductif au colloque « Biodiversité et gestion des écosystèmes prairiaux » : Déterminisme et évolution de la biodiversité dans les écosystèmes prairiaux. Acta Bot. Gall., 143 (4/5) : 233-238.

Nauche G., Chiffaut A. 1999. Pelouses pâturées, pelouses sauvegardées ; synthèse du suivi en Bourgogne, 1994-1998. Quétigny, Conservatoire des Sites Naturels Bourguignons, 32 p.

Olff H., Bakker J.P. 1991. long-term dynamics of standing crop and species composition after the cessation of fertilizer application to mown grassland. J. Applied Ecology, 28 : 1040-1052.

Olivier L., Galland J.P., Maurin H., Roux J.P. 1995. Livre rouge de la flore menacée de France. Tome I : espèces prioritaires. Muséum National d’Histoire Naurelle, Conservatoire Botanique National de Porquerolles, Ministère de l’Environnement. Secrétariat de la Faune et de la Flore, Muséum National d’Histoire Naturelle, Paris 486 p.

Opdam P. 1991. Metapopulation theory and habitat fragmentation: a review of holartic breeding bird studies. Landscape ecology, Vol. 5, 2, 93-106.

Pinston H., Craney E., Pepin D., Montadert M., Duquet M. 2000. Amphibiens et Reptiles de Franche-Comté. Atlas commenté de répartition. Éditeur, Groupe Naturaliste de Franche-Comté (GNFC), 116 p.

Piotte P. et al. 1984. Atlas des oiseaux nicheurs de Franche-Comté. Éditeur, Groupe Naturaliste de Franche-Comté (GNFC), Besançon, 161p.

Pointereau P. 1999. La mise en place du principe d’écoconditionnalité en agriculture : une nécessité immédiate. Courrier de l’environnement de l’INRA, 36, mars 1999 : 93-96.

Rameau J.C., Mansion D., Dume G. 1989. Flore forestière française. Tome 1. Plaines et collines. I. D. F., 1784 p.

Rands M.R.W. 1985. Pesticide use and on cereals and the survival of grey partridge chicks: a field experiment. Journal of Applied Ecology, 22: 49-54.

Robertson J., A. Berg. 1992. Status and population change of farmland birds in sweden. Ornis Svecica, 2: 119-130.

Robinson R.A., Sutherland W.J. 1999. The winter distribution of seed-eating birds : habitat structure, seed density and seasonal depletion. Ecography, 22 : 447-454.

Rousset O., Lepart J. 1999. Évaluer l’impact du pâturage sur le maintien des milieux ouverts. Le cas des pelouses sèches. Fourrages, 159 : 223-235.

Scheifler R. 1998. Mise en place des mesures Agri-Environnementales dans le Val de Saône. État initial ornithologique. Rapport ENC/D.I.R.E.N. Franche-Comté, juillet 1998. Besançon. 36 p.

Sciama D. 1999. Dynamique de la végétation forestière dans des terrains en déprise agricole en Petite Montagne jurassienne. Thèse, École Nationale du Génie Rural, des Eaux et des Forets (ENGREF), 268 p.

Selinger-Looten R., Grevilliot F., Muller S. 1999. Structure of plant communities and landscape patterns in alluvial meadows of two flood plains in the north-east of France. Landscape Ecology, 14 : 213-229.

Smulders M.J.M., Van Der Schoot J., Geerts R.H.E.M., Antonisse-De-Jong A.G., Korevaar H. Van Der Werf A., Vosman B. Genetic diversity and the reintroduction of meadow species. Plant Biol., 2 : 447-454.

Stampfli A., Zeiter M. 1999. PLant species decline due to abandonment of meadows cannot easily be reversed by mowing. A case study from the southern Alps. Journal of vegetation Science, 10 : 151-164.

Stampfli A., Zeiter M. 1999. Plant species decline due to abandonment of meadows cannot easily be reversed by mowing. A case study from the southern Alps. Journal of Vegetation Science, 10 : 151-164.

Stoate C. 1996. The changing face of lowland farming and wildlife. Part 2 : 1945-1995. Brit. Wild., 7 : 162-172.

Trivaudey M.J. 1994a. Opération spécifique régionale Franche-Comté – gestion des pelouses de la combe d’Ain et des environs de Champagnole : choix des sites – état initial. Rapport D.I.R.E.N. Franche-Comté, décembre 1994. Besançon.

Troxler J., Jans F., Floch C. 1990. Utilisation et entretien des zones marginales sèches par la pâture des ovins et des vaches allaitantes. II : influence sur la végétation. Revue Suisse Agric., 22(4) : 231-238.

Tucker G.M., Heath M.F. 1994. Birds in Europe : their conservation status (Birdlife Conservation 3). Birdlife Int., Cambridge.

Wells T.C.E. 1969. Botanical aspects of conservation management of chalk grasslands. Biological Conservation, 2(1) : 36-44.

Wiens J.A. 1995. Landscape mosaics and ecological theory. In Mosaic Landscapes and Ecological Processes. L. Hanson, L. Fahrig & G. Merriam ed. Chapman & Hall, London, pp. 1-26.

Willens J.H. 1983. Species composition and above ground phytomass in chalk grassland with different management. Vegetatio, 52 : 171-180.

Willens J.H., Nieuwstadt M.G.L. 1996. Long-term after effects of fertilization on above ground phytomass and species diversity in calcareous grassland. Journal of Vegetation Science, 7 (2) : 165-176.

Williams B.L., Shand C.A., Sellers S., Young M.E. 1999. Impact of synthetic sheep urine on N and P in two pastures in the Scottish uplands. Plant and Soil, 214 : 93-103.

Une réponse sur « RELATIONS AGRICULTURE / BIODIVERSITE »

Votre commentaire

Entrez vos coordonnées ci-dessous ou cliquez sur une icône pour vous connecter:

Logo WordPress.com

Vous commentez à l’aide de votre compte WordPress.com. Déconnexion /  Changer )

Photo Google

Vous commentez à l’aide de votre compte Google. Déconnexion /  Changer )

Image Twitter

Vous commentez à l’aide de votre compte Twitter. Déconnexion /  Changer )

Photo Facebook

Vous commentez à l’aide de votre compte Facebook. Déconnexion /  Changer )

Connexion à %s