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Y a-t-il des efforts soutenus pour modéliser les écosystèmes existants ?

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Y a-t-il des efforts continus et soutenus pour obtenir suffisamment de données sur un écosystème ou une partie d'un écosystème pour en construire une simulation informatique viable ? Tout ce que je peux trouver (par exemple au Brésil ou sur Google) semble être des bacs à sable à des fins de démonstration ou d'expérimentation.

Ce que j'envisage, c'est un vrai modèle qui peut prédire le développement futur d'un système existant, et bien sûr exécuter des simulations pour prédire l'impact de certains changements externes : déforestation, régimes de température et de précipitations, introduction d'espèces non indigènes, etc.

Un tel modèle nécessiterait un inventaire biologique assez détaillé et complet ainsi qu'une connaissance détaillée des interactions des espèces, et une carte détaillée de la composition physique et chimique de l'emplacement ou de la région (eau, sol, atmosphère, rayonnement). Ce serait évidemment une vaste entreprise, mais avec le potentiel d'énormes perspectives. Enfin et surtout, un tel modèle serait un formidable outil de planification.

Y a-t-il des projets qui tentent cela?


Un tel modèle nécessiterait un inventaire biologique assez détaillé et complet ainsi qu'une connaissance détaillée des interactions des espèces, et une carte détaillée de la composition physique et chimique du lieu ou de la région…

Je suggère de lire à propos de The Simons Collaboration on Computational Biogeochemical Modeling of Marine Ecosystems (CBIOMES).1 Cette collaboration a produit de nombreuses recherches concernant la modélisation des communautés microbiennes marines en termes de composition spatiale, d'interactions métaboliques, de flux de nutriments et de variation saisonnière.

Voici les efforts de recherche mis en évidence sur leur site Web :

Développement de nouveaux cadres de modélisation informatique

  • Développer une nouvelle compréhension des communautés microbiennes basée sur les traits et basée sur des contraintes métaboliques, élémentaires et macromoléculaires (dirigé par Zoe Finkel/Dal)
  • Modélisation basée sur les contraintes du métabolisme et de la physiologie de la communauté microbienne marine (dirigée par John Casey/MIT)
  • Modélisation statistique des communautés microbiennes : niches, traits et interactions (dirigé par Andrew Irwin/Dal)
  • Réseaux métaboliques contraints thermodynamiquement pour la modélisation océanique (dirigé par Joe Vallino/MBL)
  • Modèles de biogéographie et de biogéochimie microbiennes marines (dirigé par Mick Follows et Stephanie Dutkiewicz/MIT)

Collecter et compiler des ensembles de données pertinents

  • Couleur de l'océan et biogéochimie (dirigé par Shubha Sathyendranath/PML)
  • Données et outils pour définir la biogéographie des microbes marins (dirigé par Ginger Armbrust/UW)
  • Croissance microbienne, interactions et biogéographies à partir de données « Omics » (dirigé par Jed Fuhrman/USC)

Rassembler des modèles avec des données

  • Analyse statistique avancée des systèmes microbiens marins (dirigée par Christian Müller/Flatiron Institute)
  • Unifier les données et les modèles grâce à la biogéographie (dirigé par Chris Follett/MIT)
  • Modélisation par assimilation de données des écosystèmes marins (dirigé par Chris Edwards/UCSC)
  • Inférence de réseau statistique et analyse de séries chronologiques (dirigé par Jacob Bien/USC)

Concernant des sites géographiques spécifiques, l'un des écosystèmes marins les mieux compris est le canal de San Pedro au large de Los Angeles, qui est étudié depuis 1998 dans le cadre du projet SPOT.2 Les efforts d'échantillonnage de ce site incluent des capteurs qui capturent en continu in situ mesures de l'oxygène dissous, de la fluorescence, de la température, de la salinité et de la pression, ainsi que des chartes mensuelles qui collectent l'eau de mer pour mesurer les nutriments (nitrate, nitrite, phosphate, silicate) et la chlorophylle à 12 profondeurs de colonne d'eau distinctes. Parcourez la section publications du site Web de SPOT pour mieux comprendre les recherches écologiques et géochimiques que le projet SPOT a permis.

Si vous êtes davantage intéressé par l'effort mondial pour caractériser et modéliser la dynamique des communautés microbiennes marines, je recommande une revue de 2015 par Fuhrman, Cram et Needham3, qui discute des méthodes d'analyse des réseaux microbiens à travers l'espace et le temps.


Les références

  1. https://cbiomes.org/
  2. https://dornsife.usc.edu/spot/
  3. Le juge Fuhrman, le juge Cram, le juge Needham. Dynamique des communautés microbiennes marines et leur interprétation écologique. Nat Rev Microbiol. 2015 mars;13(3):133-46.

Selon la façon dont vous définissez « modéliser un écosystème », la réponse se situe quelque part sur le spectre allant de « oui, c'est routinier » à « non, c'est impossible ».

Commençons par le côté positif. La modélisation des écosystèmes basée sur des inventaires d'espèces, des informations sur leurs interactions et le contexte spatial et environnemental sont couramment utilisées pour l'analyse, la prévision et la recommandation. Par exemple, l'outil logiciel Ecopath, développé pour modéliser les pêcheries marines, semble avoir été utilisé de manière pragmatique depuis trois décennies par une large communauté impliquant de nombreuses catégories différentes d'acteurs.

Passons maintenant au côté négatif. Il existe un problème d'échelle et de stochasticité inhérent à toute question d'écosystèmes, sans parler de leur enchevêtrement avec des processus chaotiques et sans échelle. En effet, deux des principaux exemples d'imprévisibilité inhérente due à la dynamique chaotique sont la croissance démographique par rapport aux limites écologiques et aux prévisions météorologiques. Cela ne signifie pas que nous ne pouvons pas en apprendre beaucoup sur un système, car les systèmes chaotiques fonctionnent toujours dans des régions de l'espace modèle qui peuvent souvent être bien caractérisées et avoir une valeur prédictive élevée.

Alors, que penser de ces positions apparemment contradictoires ? Les plats à emporter que je recommanderais sont:

  1. Les écosystèmes peuvent être et sont modélisés efficacement, mais les modèles doivent être soigneusement formulés par rapport aux questions qui sont posées.
  2. Dans la modélisation d'un écosystème, plus de détails n'est pas nécessairement meilleur, car le mauvais type de détail peut ruiner le pouvoir prédictif d'un modèle.

Y a-t-il des efforts soutenus pour modéliser les écosystèmes existants ? - La biologie

Les écosystèmes sont contrôlés à la fois par des facteurs externes et internes, ils peuvent être à la fois résistants ou résilients aux perturbations des écosystèmes.

Objectifs d'apprentissage

Expliquer la dynamique des écosystèmes

Points clés à retenir

Points clés

  • Les facteurs biotiques et abiotiques interagissent à travers les cycles des nutriments et les flux d'énergie.
  • Les facteurs externes contrôlent les apports de ressources et ne sont pas influencés par l'écosystème lui-même.
  • Les facteurs internes sont des processus qui existent au sein de l'écosystème, tels que la décomposition, la succession et les types d'espèces présentes.
  • Lorsqu'il est en équilibre, un écosystème peut récupérer de petits changements grâce à une rétroaction négative, revenant à son état d'origine.
  • La résistance décrit la capacité d'un écosystème à résister aux perturbations de la dynamique des écosystèmes.
  • Les perturbations humaines des écosystèmes peuvent submerger la résilience de l'écosystème, paralysant sa capacité à revenir à l'équilibre.

Mots clés

  • résilience: la vitesse à laquelle un écosystème revient à son état initial après une perturbation
  • équilibre: l'état d'un système dans lequel les influences concurrentes sont équilibrées, n'entraînant aucun changement net
  • la résistance: la tendance d'un système à rester proche de son état d'équilibre, malgré les perturbations

Dynamique des écosystèmes

Un écosystème est une communauté d'organismes vivants (plantes, animaux et microbes) existant en conjonction avec les composants non vivants de leur environnement (air, eau et sol minéral), interagissant en tant que système. Ces composants biotiques et abiotiques sont liés entre eux par des cycles de nutriments et des flux d'énergie. Comme les écosystèmes sont définis par le réseau d'interactions entre les organismes, ou entre les organismes et leur environnement, ils peuvent être de n'importe quelle taille, mais englobent généralement des espaces spécifiques et limités.

Facteurs internes et externes

Les écosystèmes sont des entités dynamiques contrôlées à la fois par des facteurs externes et internes. Des facteurs externes, tels que le climat et le matériau parent qui forme le sol, contrôlent la structure globale d'un écosystème et la façon dont les choses fonctionnent en son sein, mais ne sont pas eux-mêmes influencés par l'écosystème. Alors que les apports de ressources sont généralement contrôlés par des processus externes, la disponibilité de ces ressources au sein de l'écosystème est contrôlée par des facteurs internes tels que la décomposition, la compétition racinaire ou l'ombrage. D'autres facteurs internes comprennent les perturbations, la succession et les types d'espèces présentes. D'une année à l'autre, les écosystèmes connaissent des variations dans leurs environnements biotiques et abiotiques. Une sécheresse, un hiver particulièrement froid et une épidémie de ravageurs constituent tous une variabilité à court terme des conditions environnementales. Les populations animales varient d'une année à l'autre, s'accumulant pendant les périodes riches en ressources, mais s'effondrant à mesure que l'approvisionnement alimentaire se raréfie.

L'équilibre est l'état stable d'un écosystème où tous les organismes sont en équilibre avec leur environnement et entre eux. À l'équilibre, tout petit changement apporté au système sera compensé par une rétroaction négative, permettant au système de revenir à son état d'origine.

Résistance et résilience

En écologie, deux paramètres sont utilisés pour mesurer les changements dans les écosystèmes : la résistance et la résilience. La résistance est la capacité d'un écosystème à rester à l'équilibre malgré les perturbations. La résilience est la vitesse à laquelle un écosystème retrouve son équilibre après avoir été perturbé. Les humains peuvent avoir un impact sur la nature d'un écosystème à un point tel que l'écosystème peut perdre entièrement sa résilience. Dans ces cas, les influences humaines externes peuvent conduire à la destruction complète ou à une altération irréversible de l'équilibre de l'écosystème.

Intervention humaine dans l'équilibre des écosystèmes: La pratique aborigène australienne de « l'agriculture au bâton à feu » a fondamentalement modifié les écosystèmes australiens. L'héritage de cette pratique sur de longues périodes a entraîné la conversion des forêts en prairies. Dans cet exemple, les forêts sont devenues de moins en moins résistantes au fil du temps jusqu'à ce que l'équilibre du système fondamental ait changé.

Le virus Sin Nombre : dynamique des écosystèmes dans une population humaine

En 1993, un changement dans la dynamique de l'écosystème a provoqué une épidémie dans une population humaine. En mai 1993, une maladie pulmonaire inexpliquée a frappé des habitants du sud-ouest des États-Unis dans une région partagée par l'Arizona, le Nouveau-Mexique, le Colorado et l'Utah connue sous le nom de « Les quatre coins ». ” Un jeune Navajo en bonne forme physique souffrant d'essoufflement a été transporté d'urgence dans un hôpital du Nouveau-Mexique et est décédé rapidement. Après une enquête plus approfondie, les responsables de l'État ont localisé cinq autres jeunes personnes en bonne santé qui étaient toutes décédées des suites d'une insuffisance respiratoire aiguë.

Lorsque les tests de laboratoire n'ont pas permis d'identifier la maladie à l'origine des décès, les responsables de la santé de l'État du Nouveau-Mexique ont informé les Centers for Disease Control (CDC), l'agence gouvernementale américaine chargée de gérer les épidémies potentielles. Comme des cas supplémentaires de la maladie ont été signalés dans les semaines suivantes, les médecins et les scientifiques ont travaillé intensément pour réduire la liste des causes possibles. Les virologues du CDC ont lié le syndrome pulmonaire à un virus, un type d'hantavirus jusqu'alors inconnu. L'hantavirus est devenu connu sous le nom de Sin Nombre, le virus “sans nom. ”

hantavirus Sin Nombre: Après une série de morts subites en 1993, des scientifiques de la région de Four Corners, dans le sud-ouest des États-Unis, se sont précipités pour en déterminer la cause. Ils ont isolé un hantavirus jusque-là inconnu qui a causé une insuffisance pulmonaire ou le syndrome pulmonaire à hantavirus (SPH). Le nouveau virus a été nommé Sin Nombre, ou virus sans nom. “

Bien qu'ils aient identifié le virus comme la cause de la maladie, les chercheurs ne comprenaient pas comment il se transmettait. Les chercheurs ont piégé et examiné les rongeurs qui vivaient dans et autour des maisons des victimes et ont découvert que près de 30 % des souris sylvestres étaient infectées par le virus Sin Nombre. Le virus avait été transmis à l'homme via des excréments de souris en aérosol, et une augmentation spectaculaire de la population de souris sylvestre a augmenté les taux d'infection humaine.

La région de Four Corners a connu une sécheresse jusqu'au début de 1993, lorsqu'il y a eu de fortes chutes de neige et des précipitations. La fin de la sécheresse a entraîné une augmentation de la végétation, et en particulier de la production de pignons. Avec l'augmentation soudaine de l'approvisionnement alimentaire, la population locale de souris sylvestres a explosé et s'est reproduite si rapidement qu'il y avait dix fois plus de souris en mai 1993 qu'il n'y en avait eu en mai 1992. La population plus élevée de souris sylvestres signifiait plus d'excréments de souris et plus d'opportunités. transmettre l'hantavirus à l'homme.

La dynamique des écosystèmes peut affecter les populations humaines: La région de Four Corners était en sécheresse depuis plusieurs années. Au début de 1993, les précipitations ont provoqué une augmentation de la végétation, ce qui a entraîné une augmentation de la population locale de souris sylvestres. L'hantavirus a infecté la population élevée de souris sylvestres et a été rapidement transmis à l'homme via les excréments de souris en aérosol.

Dans le cadre des efforts déployés pour localiser la source du virus, les chercheurs ont localisé et examiné des échantillons stockés de tissu pulmonaire de personnes décédées d'une maladie pulmonaire inexpliquée. Certains de ces échantillons présentaient des signes d'infection antérieure par le virus Sin Nombre, indiquant que les premiers cas de la maladie n'avaient pas été reconnus. Les Amérindiens Navajo reconnaissent une maladie similaire dans leurs traditions médicales et associent son apparition aux souris.


Renforcer les écosystèmes d'innovation

[Note de l'éditeur : cela fait partie d'une série de blogs partageant des informations sur les résultats d'un examen mené par Results for Development sur les trois premières années de l'unité innovationXchange (iXc) au sein du ministère australien des Affaires étrangères et du Commerce (DFAT) . Ce blog explore le concept émergent d'écosystèmes d'innovation, tandis que d'autres dans cette série se penchent sur les thèmes de faire évoluer l'innovation, partenariats, et construire une culture de l'innovation.]

Depuis début 2015, l'équipe innovationXchange (iXc) du ministère australien des Affaires étrangères (DFAT), Results for Development (R4D) et d'autres membres de l'International Development Innovation Alliance (IDIA) travaillent ensemble pour explorer et promouvoir l'importance des écosystèmes d'innovation aux niveaux mondial, régional et local. Ce blog présente certains des principaux enseignements de ce voyage (en cours), qui ont conduit à des changements importants dans la façon dont les membres de l'IDIA et d'autres unités d'innovation des agences de développement tirent parti de l'innovation pour accélérer les progrès vers les ODD.

Au cours des dernières années, le concept d'« écosystème d'innovation » a gagné du terrain au sein de la communauté internationale du développement. Bien que ses origines soient quelque peu difficiles à cerner, son émergence est susceptible d'être au moins en partie influencée par l'école de pensée systémique plus formelle que Donella Meadows et d'autres ont promue et qui exerce une influence croissante sur la conception et la mise en œuvre du développement au sens large. , y compris notre propre mission et vision ici à Results for Development.

Sa pertinence pour la communauté de l'innovation en matière de développement est particulièrement forte lorsque l'on considère comment elle peut aider les innovateurs et leurs partisans à relever les défis persistants pour combler le « chaînon manquant » ou la « vallée de la mort » et mettre leurs idées à l'échelle. Pour qu'une innovation produise un impact durable à grande échelle, il faut généralement plusieurs années (par exemple, 10 à 15 ans pour développer et tester un nouveau vaccin) et de nombreux types de soutien (par exemple, financement, assistance technique, mentorat, infrastructure technologique) provenant de nombreux acteurs différents (par exemple, les investisseurs providentiels, les organismes donateurs, les gouvernements et les sociétés de capital-investissement). En termes simples, s'il faut un village pour élever un enfant, il faut un écosystème pour mettre à l'échelle une innovation.

Sensibiliser aux écosystèmes d'innovation

Début 2015, le DFAT et 11 autres agences de développement (y compris R4D) se sont réunis pour créer IDIA, une plate-forme d'apprentissage partagé et de collaboration entre les hauts dirigeants de leurs unités et équipes d'innovation respectives. À cette époque, le concept d'« écosystème » était encore largement ancré dans la biologie et la nature, en mettant l'accent sur la façon dont les composants vivants et non vivants interagissent dans un espace spécifique et limité (par exemple, une forêt, un océan, un désert) . Certains croisements conceptuels s'étaient produits dans la Silicon Valley - un exemple largement célébré d'un modèle d'écosystème rassemblant différents acteurs et ressources de l'innovation dans une zone physique définie. Mais, au-delà de cet exemple axé sur la technologie, il y avait encore une confusion généralisée autour de ce à quoi ressemblait réellement un écosystème d'innovation efficace.

Dans ce contexte, il a été dans une large mesure pionnier pour les membres fondateurs de l'IDIA de donner une telle importance aux écosystèmes d'innovation dans le développement de sa mission inaugurale et de son document d'objectif, qui a chargé le groupe de « développer une meilleure connaissance et renforcer les écosystèmes d'innovation au niveau des pays », et L'appel à l'innovation 2015 de l'IDIA, dans lequel le groupe a exprimé sa conviction partagée que « l'innovation prospère mieux lorsqu'elle est facilitée par un écosystème solide de conditions favorables ». Placer les écosystèmes d'innovation au cœur de leur approche était une expression importante de l'engagement des membres de l'IDIA à répondre aux objectifs communs suivants :

  • Impact à grande échelle. Pour qu'une innovation ait un impact significatif sur la nature complexe des problèmes de développement contemporains, la contribution et la coordination de multiples acteurs locaux et internationaux sur de longues périodes sont essentielles. Un modèle d'écosystème force un changement d'orientation de l'innovation elle-même vers la ou les voies interconnectées, les acteurs, les ressources et d'autres facteurs sociaux, culturels, politiques et économiques qui auront une influence sur la mise à l'échelle de cette innovation, augmentant ainsi les chances de succès , impact durable.
  • Diversifier les partenariats. Aucun acteur ne peut étendre une innovation à l'échelle, mais savoir avec qui travailler ou comment les trouver peut être intimidant sans une analyse minutieuse des acteurs locaux et des modèles d'influence et de pouvoir existants. La cartographie des rôles et des relations actuels des différents acteurs au sein de l'écosystème - comme le font des organisations telles que l'ANDE et Endeavour - s'est avérée extrêmement utile à la fois pour identifier les principaux groupes de parties prenantes nécessitant un soutien ciblé et pour atténuer le risque de sélectionner des partenaires qui pourraient finir par perpétuer plutôt que de réduire les inégalités au sein de l'écosystème.
  • Propriété locale. Les accords internationaux entre la communauté de l'aide tels que ceux conclus à Paris (2005), Accra (2008) et Busan (2011) exigent des agences de développement qu'elles donnent la priorité à l'alignement et à l'appropriation des interventions au niveau local. Pourtant, comme certains observateurs de l'innovation en matière de développement l'ont noté, alors que les acteurs du Nord global se précipitent vers l'exportation d'innovations de haute technologie, l'accent n'a pas été suffisamment mis sur l'engagement des parties prenantes du Sud global : les communautés, la société civile, le secteur privé et le gouvernement. Une lentille écosystémique cherche à renforcer les façons dont les acteurs interagissent pour catalyser, tester et mettre à l'échelle l'innovation dans leurs contextes locaux, plutôt que de créer des structures et des processus parallèles.

Comment le DFAT a adopté un modèle d'écosystèmes

Les écosystèmes d'innovation sont un domaine d'intérêt constant pour DFAT depuis la création de son unité innovationXchange (iXc) en 2015.En fait, l'une des premières activités sur lesquelles R4D et l'iXc ont travaillé ensemble en 2016 a été une analyse du paysage des opportunités pour le DFAT de renforcer les écosystèmes pour les entreprises sociales en phase de démarrage dans la région Asie-Pacifique. Une conclusion clé de cette recherche était la nécessité pour davantage d'organismes donateurs de soutenir l'écosystème plutôt que les entreprises individuelles, c'est-à-dire en réunissant les acteurs concernés pour partager les connaissances, comprendre les besoins et collaborer pour remédier aux goulots d'étranglement ou aux faiblesses qui entravent leur capacité à produire et à mettre à l'échelle des innovations localement. .

Cette recherche a contribué à éclairer l'inclusion d'éléments de renforcement des écosystèmes dans une gamme d'investissements en innovation réalisés par l'iXc tout au long de ses trois premières années d'exploitation. Ceux-ci comprenaient :

  • L'accélérateur d'écosystème GSMA, qui fournit à des start-ups locales sélectionnées dans des pays en développement d'Afrique et d'Asie-Pacifique des subventions, une assistance technique et la possibilité de s'associer avec des opérateurs mobiles sur leurs marchés pour les aider à faire évoluer leurs produits et services en entreprises durables pour générer un impact socio-économique
  • Le programme Scaling Frontier Innovation qui comprend un ensemble de quatre initiatives conçues pour aider à mettre en contact les innovateurs avec différents partenaires dans la région, y compris des mentors, des investisseurs providentiels et d'autres formes de capital d'expansion, qui rassemble un large éventail de partenaires dans tous les secteurs, y compris le gouvernement et organisations non gouvernementales, afin de lutter contre le retard de croissance au Timor-Leste.

S'appuyant sur les enseignements tirés de ces initiatives et d'autres au sein de leur portefeuille, l'iXc (sous la direction de sa fondatrice Lisa Rauter) a dirigé le processus au sein de l'IDIA pour développer une définition commune d'un écosystème d'innovation qui serait la base de futures recherches et collaborations entre les membres:

Forts de cette définition commune, les membres de l'IDIA ont pu examiner les stratégies et les portefeuilles d'innovation de leurs propres agences pour identifier les éléments qui renforçaient les écosystèmes locaux ou les opportunités où il y avait un plus grand potentiel de le faire. Cela a mené à:

  • Investissements partagés dans des initiatives telles que le Global Innovation Exchange
  • Une plongée en profondeur fascinante (et parfois confrontante) sur le rôle des donateurs dans le renforcement de l'écosystème de l'innovation agricole au Kenya
  • Convoquer les acteurs locaux de l'écosystème à la conférence « La science, la technologie et l'innovation en tant que pilier du développement socio-économique au Vietnam », y compris les ministères, les instituts de recherche, les universités, les entreprises scientifiques et technologiques et les start-up, les scientifiques et les organisations internationales. L'événement a fourni à l'IDIA une opportunité directe d'influencer le programme national d'innovation du Vietnam, tandis que plus de 30 médias ont rendu compte de l'événement.
  • Plusieurs nouvelles initiatives parmi les membres de l'IDIA pour faire progresser davantage le modèle d'écosystème au niveau mondial, y compris la formation à l'écosystème

En mai 2019, la réunion annuelle des directeurs d'IDIA a eu lieu à Hanoï, au Vietnam. Tout au long de la semaine, les participants se sont entretenus avec des acteurs de l'ensemble de l'écosystème, des start-ups aux décideurs politiques, et ont continué à examiner comment l'innovation en matière de développement pourrait bénéficier d'un accent renouvelé sur le renforcement des écosystèmes d'innovation. Les discussions ont porté sur la manière dont cette stratégie pourrait être mise en œuvre au niveau international parmi les agences de développement, ainsi qu'au niveau national par le biais des ministères gouvernementaux.

Ce sont des avancées prometteuses dans l'adoption d'un modèle d'écosystème plus holistique pour soutenir les agents de changement dans des contextes difficiles, mais il est reconnu qu'il reste encore beaucoup à faire pour faire avancer ce programme. L'iXc a démontré son engagement à aider indirectement davantage d'innovateurs à atteindre l'échelle, en faisant du renforcement de l'écosystème de l'innovation et des interventions au niveau du marché et des politiques une composante plus claire de sa stratégie d'innovation pour 2018-2021.

CLAUSE DE NON-RESPONSABILITÉ: Cette série de blogs en 4 parties est basée sur un rapport financé par l'iXc. Le rapport est une activité dans le cadre d'un partenariat stratégique plus large entre R4D et iXc. En tant que partenaire d'apprentissage, R4D visait à aider l'iXc à réfléchir sur son travail et à adapter son approche à l'avenir pour atteindre l'impact escompté. Il n'a jamais été prévu, conçu ou positionné comme une évaluation. Ces résultats et recommandations étaient destinés à un public iXc, mais rendus publics dans l'intérêt d'une transparence totale et dans l'esprit de soutenir d'autres laboratoires d'innovation travaillant sur des questions similaires.


L'eau

Les facteurs climatiques qui contrôlent la disponibilité et la qualité de l'eau sont modérés par les écosystèmes. Les écosystèmes terrestres régulent le cycle de l'eau et sont la source de sédiments et d'autres matières qui se dirigent vers les écosystèmes aquatiques (cours d'eau, rivières, lacs, estuaires, océans, eaux souterraines). Les écosystèmes aquatiques fournissent les services essentiels de stockage de l'eau, de régulation de la qualité de l'eau, de soutien à la pêche, de loisirs et d'acheminement de l'eau et des matériaux en aval (Ch. 25 : Côtes). Les humains utilisent, en moyenne, l'équivalent de plus de 40 % des réserves renouvelables d'eau douce dans plus de 25 % de tous les bassins versants des États-Unis. 1 Les prélèvements d'eau douce sont encore plus élevés dans le sud-ouest aride, où l'équivalent de 76% de toute l'eau douce renouvelable est approprié par les populations. 13 Dans cette région, le changement climatique a probablement diminué et modifié le moment de l'écoulement des cours d'eau en raison de la réduction du manteau neigeux et de la baisse des précipitations au printemps, bien que les tendances des précipitations soient faibles en raison de la grande variabilité d'une année à l'autre, ainsi que de la variation géographique des modèles. (Ch. 3 : Eau Ch. 20 : Sud-Ouest). 14 Priver les écosystèmes d'eau réduit leur capacité à fournir de l'eau aux personnes ainsi qu'à l'habitat des plantes et des animaux aquatiques (voir la figure 8.1).

La perte d'habitat et les extinctions locales de poissons et d'autres espèces aquatiques sont projetées en raison des effets combinés de l'augmentation des prélèvements d'eau et du changement climatique. 8 Aux États-Unis, 47 % de l'habitat de la truite dans l'intérieur ouest seraient perdus d'ici 2080 selon un scénario (A1B) qui suppose des émissions similaires au scénario A2 utilisé dans ce rapport (Ch. 1 : Aperçu, Ch. 2 : Notre évolution climat) jusqu'en 2050, et un lent déclin par la suite. 9

Dans l'ensemble des États-Unis, les quantités et l'intensité des précipitations et les débits fluviaux associés sont les principaux facteurs de pollution de l'eau sous la forme d'excès de nutriments, de sédiments et de carbone organique dissous (COD) (Ch. 3: Eau). 15 À des concentrations élevées, les nutriments nécessaires à la vie (comme l'azote et le phosphore) peuvent devenir des polluants et favoriser une croissance excessive du phytoplancton – un processus connu sous le nom d'eutrophisation. Actuellement, de nombreux lacs et rivières américains sont pollués (concentrations supérieures aux normes gouvernementales) par un excès d'azote, de phosphore ou de sédiments. Il existe des liens bien établis entre l'utilisation d'engrais, la pollution par les nutriments et le débit des rivières, et de nombreuses études montrent que l'augmentation récente des précipitations dans plusieurs régions des États-Unis a entraîné une augmentation des quantités d'azote transportées par les rivières (Northeast, 2 , 3 California, 4 et le bassin du Mississippi 5 , 6 ). Au cours des 50 dernières années, en raison du changement climatique et de l'utilisation des terres, le bassin du Mississippi produit chaque année 32 millions d'acres-pieds d'eau - l'équivalent de quatre fleuves Hudson - chargés de matériaux lavés de ses terres agricoles. 16 Cela se jette dans le golfe du Mexique, qui est le site de la plus grande zone « morte » hypoxique (faible teneur en oxygène) du pays. 1 La majorité des estuaires américains sont modérément à fortement eutrophes. 17

Les liens entre le débit et le transport des sédiments sont bien établis 18, et les estimations de coûts pour les dommages dans les cours d'eau et hors cours d'eau dus à l'érosion des sols varient de 2,1 à 10 milliards de dollars par an. 19 , 20 Ces estimations comprennent les coûts associés aux dommages ou aux pertes de loisirs, de stockage de l'eau, de navigation, de pêche commerciale et de propriété, mais n'incluent pas les coûts des impacts biologiques. 19 Le transport des sédiments, avec les nutriments qui les accompagnent, peut jouer un rôle positif dans la dynamique du littoral des côtes et les cycles de vie des plantes et des animaux côtiers et marins. Cependant, de nombreuses espèces de poissons d'importance commerciale et récréative comme le saumon et la truite qui pondent leurs œufs dans le gravier au bord des cours d'eau sont particulièrement sensibles aux flux élevés de sédiments dans les rivières. 21 , 22 , 23 , 24 , 25 , 26 Il a été démontré que la charge de sédiments dans les lacs a des effets néfastes importants sur la taille des populations de poissons, la composition des communautés et la biodiversité. 27

Les flux de carbone organique dissous (COD) vers les rivières et les lacs sont fortement influencés par les précipitations 28 , 29 , 30 ainsi, dans de nombreuses régions où les précipitations devraient augmenter, la charge de COD augmentera également. Le carbone organique dissous est la substance qui donne à de nombreuses rivières et lacs un aspect brun, couleur thé. Les augmentations de la concentration de COD induites par les précipitations augmentent non seulement le coût du traitement de l'eau pour un usage municipal, mais altèrent également la capacité de la lumière du soleil à agir comme usine de traitement de l'eau de la nature. Par exemple, Cryptosporidium, un agent pathogène potentiellement mortel pour les personnes âgées, les bébés et les personnes dont le système immunitaire est affaibli, est présent dans 17 % des approvisionnements en eau potable échantillonnés aux États-Unis. 32 Ce pathogène est inactivé par des doses de lumière ultraviolette (UV) équivalentes à moins d'une journée d'exposition au soleil. 33 , 34 De même, les expositions aux UV réduisent les parasites fongiques qui infectent Daphnie, un brouteur aquatique clé et une source de nourriture pour les poissons. 35 L'augmentation des concentrations de COD peut donc réduire la capacité de la lumière du soleil à réguler ces parasites sensibles aux UV.

Figure 8.1 : Les approvisionnements en eau devraient diminuer


Matériaux et méthodes

EcoOcean v1 : le modèle global est un écosystème

Le complexe de modélisation EcoOcean v1 a été initialement créé pour évaluer l'impact des actions de gestion alternatives sur l'approvisionnement en produits de la mer, dans un contexte écosystémique, compte tenu de l'impact combiné des paramètres environnementaux et de la pêche à l'échelle mondiale (Christensen et al., 2015). EcoOcean v1 était spatio-temporellement explicite (2D) à une résolution spatiale de ½° ou 1°, allant de 1950 à 2100 avec des pas de temps mensuels. Des descriptions détaillées, des diagnostics et des modèles d'évaluation des compétences peuvent être trouvés dans Christensen et al. (2015), Tittensor et al. (2018) et Lotze et al. (2019).

EcoOcean v1 était composé d'une série de modèles interconnectés comprenant (i) une composante biogéochimie et production primaire, (ii) une composante écosystémique liée au sein d'un réseau trophique prenant en compte une grande variété d'organismes de niveaux trophiques faibles à élevés et à vocation commerciale et non intérêt commercial, et (iii) une composante pêche prenant en compte les principales flottes et les espèces ciblées (Figure 1). Les développements initiaux, les paramétrages, les capacités et les détails spécifiques des composants du modèle sont bien documentés ailleurs (Christensen et al., 2015) et sont brièvement résumés ci-dessous :

• Dans EcoOcean v1, une simulation du Modular Ocean Model (MOM4.1) couplé au modèle biogéochimique COBALT (Stock et al., 2014) a d'abord été utilisée pour obtenir des sorties spatio-temporelles des taux de production de grands phytoplancton, de petits le phytoplancton et les diazotrophes. Des exécutions supplémentaires d'EcoOcean v1 développées dans le cadre de FishMIP Phase I (Tittensor et al., 2018) ont utilisé des forçages provenant de deux ESM entièrement couplés contrastant avec l'atmosphère, l'océan et la biogéochimie de la Phase 5 du projet d'intercomparaison de modèles couplés (CMIP5) : GFDL-ESM2M utilisant COBALT et IPSL-CMA5-LR à l'aide de PISCES (à la fois historiques et pour quatre RCP : scénarios 2,6, 4,5, 6,0 et 8,5) (Bopp et al., 2013).

• La composante écosystémique consistait en une version personnalisée de l'approche de modélisation du réseau trophique Ecopath with Ecosim (EwE) (Christensen et Walters, 2004) suivant les définitions et les méthodologies établies par Christensen et al. (2009). Le réseau trophique a explicitement considéré 51 groupes fonctionnels ou groupes d'espèces standardisés (allant des bactéries aux mammifères marins et aux oiseaux de mer), chacun comprenant des organismes partageant des caractéristiques biologiques et écologiques similaires. Les groupes composés de poissons ont été séparés en “small fish” (avec une longueur asymptotique, L < 30 cm), “poisson moyen” (L = 30 – 90 cm) et ȁGrand poisson” (L > 90 cm). Les espèces de poissons ont été regroupées en pélagiques, démersaux, bahypélagiques, bathydémersaux, benthopélagiques, poissons de récif, requins, raies et poissons plats. Les grands poissons pélagiques ont été modélisés en considérant deux stades de vie avec un modèle structuré par âge (Walters et al., 2010). Les espèces d'invertébrés ont été séparées en différents groupes divisés en espèces commerciales et non commerciales.

Figure 1. Structure schématique du complexe de modélisation EcoOcean v2.

Une caractéristique importante du modèle de réseau trophique utilisé dans EcoOcean était que la dynamique prédateur-proie était basée sur la théorie de l'arène de forage (Walters et Juanes, 1993 Ahrens et al., 2012), qui ajoutait linéarité aux termes d'action de masse inclus dans les modèles multi-espèces traditionnels. Une procédure d'ajustement formelle avec l'effort de pêche historique et les données de capture a été développée à l'aide d'une version personnalisée du modèle chronologique Ecosim (Walters et al., 1997) pour estimer les principaux paramètres de vulnérabilité. Cela a permis au modèle de rétrograder la dynamique des ressources marines et des services écosystémiques pour la période 1950-20132006, en projetant l'impact combiné des paramètres environnementaux et de la pêche sur la production mondiale de fruits de mer (Christensen et al., 2015 Lotze et al., 2019) (Matériau supplémentaire A ).

Une autre caractéristique importante d'EcoOcean v1 était l'inclusion de l'impact des changements dans les paramètres environnementaux en utilisant la capacité d'habitat relative de chaque groupe fonctionnel en tant qu'attribut spécifique à la cellule grâce à la mise en œuvre du cadre “Habitat Foraging Capacity Model (HFCM)” (Christensen et al., 2014) dans le modèle spatio-temporel Ecospace (Walters et al., 1999) via un moteur d'échange de données pour Ecospace (Steenbeek et al., 2013). Les paramètres environnementaux utilisés pour déterminer la capacité cellulaire par groupe fonctionnel étaient la profondeur, la production primaire et la température de surface de la mer pour les grands poissons pélagiques. Pour la profondeur, les informations de 1 418 espèces de poissons et d'invertébrés ont été obtenues à partir de FishBase 1 et SeaLifeBase 2 et ont été utilisées pour définir la distribution de la profondeur sur la base des distributions triangulaires individuelles.

Les mouvements d'organismes à travers les cellules spatiales dépendaient de l'adéquation des cellules et de la réponse des organismes aux risques de prédation locaux et aux conditions d'alimentation (Walters et al., 1999 Martell et al., 2005 Christensen et al., 2014). Lors de la dispersion, les espèces avaient plus de chances de se déplacer vers une cellule voisine si l'alimentation est meilleure et le risque de déprédation plus faible. Pour intégrer le mouvement actif des organismes à travers l'espace, EcoOcean v1 a utilisé les mécanismes de dispersion établis dans le modèle spatio-temporel Ecospace (Walters et al., 1999 Martell et al., 2005). EcoOcean v1 a utilisé des magnitudes relatives des taux de dispersion (3, 30 et 300 km/an) représentant respectivement les groupes non dispersés, démersaux et pélagiques, et les tailles corporelles (Martell et al., 2005 Bradbury et al., 2008) .

• Le modèle de pêche était basé sur le modèle de gravité existant mis en œuvre dans Ecospace, où l'effort alloué à chaque cellule spatiale est basé sur la rentabilité de la pêche estimée comme la différence entre le revenu attendu et les coûts de la pêche dans chaque cellule (Walters et al. ., 1999). Le coût de la pêche a été supposé proportionnel à la distance (km) de la côte la plus proche. Le revenu attendu a été estimé en utilisant les prix par groupes fonctionnels à partir d'une base de données de prix mondiale disponible sur la base des prix moyens en 2000 (Sumaila et al., 2007).

Les séries chronologiques de l'effort de pêche ont été obtenues à partir d'une base de données spatiale mondiale sur l'effort qui couvrait de 1950 à 2006 et a fourni des informations par pays et par flottes spécifiques aux engins de pêche pour 1 365 flottes (Anticamara et al., 2011 Watson et al., 2013). L'effort a été standardisé et les 14 types d'engins inclus dans la base de données mondiale ont été utilisés comme flottes mondiales dans le modèle de pêche, qui ont été attribués spatialement par LME (Christensen et al., 2015). L'allocation de l'effort a été établie sur la base de l'effort historique et a été mise à l'échelle par LME en tant que proportion de l'effort total dans toutes les cellules pêchées au sein de chaque LME. L'effort comprenait une augmentation annuelle de 2 % liée au développement technologique (Pauly et Palomares, 2010). Enfin, les estimations de captures globales disponibles auprès du projet Sea Around Us (www.seaaroundus.org) ont été utilisées de deux manières : (i) pour paramétrer les débarquements par flottille dans les conditions initiales (1950) et (ii) en tant que captures observées pour évaluer le modèle historique s'étend de 1951 à 2006 (Christensen et al., 2015).

EcoOcean v2 : Mises à jour clés pour mieux représenter la dynamique océanique mondiale

Ici, nous avons considérablement mis à jour le cadre EcoOcean (Figure 1), dans le but principal de (i) améliorer la représentation des contributions des espèces à la dynamique des écosystèmes, (ii) améliorer les réponses du réseau trophique marin à différents facteurs environnementaux, tels que les changements de température de la mer. et la productivité primaire, et (iii) explorer la sensibilité des résultats à des configurations alternatives du modèle écologique et des simulations du changement climatique et de la pêche. Ces développements ont été facilités par la conception modulaire d'EcoOcean (Figure 1) et sa structure de code sous-jacente, qui permet l'accès aux bases de données, l'intégration avec d'autres modèles (Steenbeek et al., 2016) et les données géospatiales (Steenbeek et al., 2013 Christensen et al., 2014), et fournit un contrôle pour activer ou désactiver la représentation des mécanismes écologiques dans tout le complexe. EcoOcean v2 a été implémenté dans les logiciels .NET et R et exécute des simulations spatio-temporelles explicites à une résolution spatiale de 1°, de 1950 à 2100 avec des pas de temps mensuels.

Représentation améliorée des contributions des espèces

Le réseau trophique au cœur d'EcoOcean a été étendu pour prendre en compte explicitement plus de 3 400 espèces individuelles (v1 comprenait plus de 1 400 informations spécifiques aux espèces) et mieux représenter la biodiversité marine et les sensibilités environnementales. Des informations spécifiques aux espèces ont été ajoutées aux groupes fonctionnels de producteurs primaires benthiques, méduses, coraux, coraux mous et éponges, dauphins et marsouins, baleines à fanons, baleines à dents, pinnipèdes et oiseaux de mer. Dans l'ensemble, la résolution des espèces contribue à la paramétrisation initiale et à la dynamique spatio-temporelle de chaque groupe fonctionnel avec une moyenne pondérée de traits spécifiques (tels que la biomasse, les taux de consommation et de production, les captures, les tolérances environnementales et les préférences, etc.). Ces modifications d'EcoOcean v2 n'ont pas changé la paramétrisation initiale, mais la représentation des espèces au sein des groupes fonctionnels pour capturer explicitement la diversité des traits des espèces et leurs contributions à la dynamique spatio-temporelle des groupes fonctionnels.

En outre, un nouveau groupe fonctionnel pour les tortues marines a été ajouté avec des informations spécifiques pour les sept espèces vivantes de tortues marines présentes aujourd'hui.

Réponses améliorées aux facteurs environnementaux

Gammes natives

Lors de l'élaboration d'analyses mondiales, l'allocation spatiale des espèces uniquement basée sur l'affinité pour les habitats, la profondeur et les facteurs environnementaux signifiera que les espèces peuvent se retrouver à des endroits où elles n'ont jamais été observées.Pour tenir compte de cela, EcoOcean v2 a limité la distribution spatiale de chaque groupe d'espèces au début d'une simulation avec les aires de répartition historiques (NR) historiques observées de ses espèces.

Les aires de répartition indigènes à l'échelle des groupes d'espèces ont été construites sous forme de cartes de présence/absence des espèces au sein d'un groupe fonctionnel, et leurs étendues de répartition maximales telles que définies par Kaschner et al. (2016). Ces aires de répartition indigènes à l'échelle des groupes ont ensuite été incorporées en tant que couches de capacité d'entrée dans le HFCM (Christensen et al., 2014) au début de chaque simulation spatio-temporelle, empêchant un groupe d'espèces de se produire en dehors de son aire de répartition observée initialement. À l'intérieur de ces limites, les groupes d'espèces ont été distribués en fonction de l'affinité pour les habitats, la profondeur et les facteurs environnementaux. À la fin de la première étape de simulation, ces restrictions d'aire de répartition ont été libérées, permettant aux groupes d'espèces de se répartir librement en fonction de l'évolution des conditions environnementales et de l'habitat pour le reste de la simulation (Figure supplémentaire 1).

Réponses spécifiques aux cellules

EcoOcean utilise le HFCM pour déterminer la capacité d'alimentation de l'habitat cellulaire, ou l'adéquation des cellules, par groupe fonctionnel (Christensen et al., 2014) (Figure supplémentaire 2). Dans le HFCM, pour chaque groupe d'espèces, l'adéquation des cellules est le produit de trois termes de capacité d'alimentation : (i) la capacité d'entrée telle qu'obtenue à partir de modèles de niche externes (ii) la capacité d'alimentation facultative dérivée des affinités pour des types d'habitats et des distributions d'habitats spécifiques et (3 ) réponses fonctionnelles facultatives aux facteurs environnementaux (Figure supplémentaire 1). L'aptitude des cellules est exprimée en multiplicateur par groupe par rapport à la taille de l'arène d'alimentation, faisant ainsi varier l'aptitude d'une cellule à la recherche de nourriture, ce qui a ensuite un impact sur la croissance et la consommation de groupes fonctionnels.

Dans EcoOcean, l'adéquation des cellules a été dérivée du produit des préférences (ou des tolérances à) la profondeur, des facteurs environnementaux (tels que la température) et de l'affinité pour un type d'habitat spécifique, le cas échéant. Les facteurs environnementaux changent avec le temps et l'espace en pilotant le HFCM avec les sorties ESM. En utilisant le HFCM et les informations sur les enveloppes environnementales et les fonctions de réponse disponibles, de nouvelles fonctions de réponse à la plupart des groupes fonctionnels ont été ajoutées (tableau supplémentaire 1).

Une modification importante d'EcoOcean v2 était la capacité d'évaluer les réponses fonctionnelles des groupes d'espèces à la température en fonction de la probabilité de présence d'une espèce de groupe par cellule (Figure supplémentaire 3). Cela signifie que la fonction de réponse réelle à la température de chaque groupe fonctionnel a changé avec l'espace et par pas de temps en fonction de la composition présumée de chaque groupe dans chaque cellule. Comme les groupes fonctionnels sont exprimés globalement, mais les espèces à l'intérieur varient considérablement dans les distributions en raison des tolérances thermiques individuelles, les groupes EcoOcean v2 ont combiné les compositions d'espèces, les préférences environnementales des espèces et la probabilité de présence des espèces pour évaluer dans quelle mesure un groupe d'espèces peut tolérer les conditions locales dans une cellule. Faute de prédictions de gamme continue pour les espèces, nous avons résolu numériquement ce problème comme suit : pour chaque espèce au sein d'un groupe d'espèces, pour chaque cellule, la tolérance à la température locale a été déterminée à partir des réponses d'AquaMaps à la température (Kaschner et al., 2016). Seules les espèces qui présentaient une certaine forme de tolérance à la température locale ont été prises en compte dans cette cellule. De plus, les espèces qui se produisent nativement dans la cellule ont pleinement contribué à la réponse à la température à l'échelle du groupe, les espèces en dehors de leur aire de répartition naturelle contribuent pour 10 % à la réponse à la température à l'échelle du groupe. Comme nous ne disposons pas de données fiables sur la distribution de la biomasse pour les espèces dans le temps et dans l'espace, les contributions des espèces à la réponse fonctionnelle n'étaient actuellement pas pondérées par la biomasse. Ces hypothèses permettent toujours aux groupes fonctionnels de se déplacer vers de nouvelles zones si et quand des conditions appropriées devaient se développer (Figure supplémentaire 3).

Taux métaboliques ajustés en fonction de la température

Les paramètres globaux de bilan massique qui sont utilisés pour initialiser EcoOcean sont une moyenne globale nécessaire, paramétrée à une température moyenne globale. Cependant, les taux de métabolisme aérobie des espèces varient des températures moyennes optimales, et la capacité des espèces pour l'activité, la croissance et la reproduction présentent une mesure d'adaptation lors de l'exposition à des écarts de température à long terme par rapport à la moyenne (Rao et Bullock, 1954 Lefevre, 2016 ). Cela signifie que pour les modèles d'écosystèmes mondiaux avec des groupes fonctionnels répartis à l'échelle mondiale, les moyennes mondiales ou les moyennes non ajustées ou les conditions et paramètres de bilan de masse des espèces ne s'appliquent de manière réaliste qu'aux bandes de température étroites ailleurs dans le monde, la capacité des espèces à l'activité, la croissance et la reproduction diffère fondamentalement en raison de changements marqués dans les conditions environnementales.

Pour prendre cela en compte, dans EcoOcean v2, nous avons exploré la viabilité d'un Q10 approche dans un contexte de modèle d'écosystème global en faisant varier spatialement les paramètres de bilan massique initiaux tels que les taux de consommation et de production en fonction des températures mondiales moyennes à l'échelle proche de l'évolution (Matériau Supplémentaire). Le Q10 Le coefficient de température est une mesure du taux de changement d'un système biologique ou chimique à la suite d'une augmentation de la température de 10 ଌ. Sélection d'un seul Q10 la valeur pour un écosystème entier est incorrecte car Q10 les valeurs sont disponibles pour un grand nombre d'organismes et peuvent varier considérablement (Lefevre et al., 2017). Comme première expérience, la version actuelle d'EcoOcean v2 a utilisé deux valeurs de Q10 pour ne représenter que les différences entre les poissons et les macro-invertébrés sur la base des estimations de la littérature (White et al., 2005), tandis que le reste des groupes fonctionnels n'a pas été affecté.

Effort de pêche historique et gestion spatiale

Une nouvelle version d'un ensemble de données sur l'effort de pêche mondial (Rousseau et al., 2019) a été utilisée pour remplacer les estimations précédentes incorporées dans EcoOcean, étendues de 1950 à 2015. Nous avons mis à jour l'allocation d'effort par LME en proportion de l'effort mondial total et avons conservé fluage d'effort annuel de 2% (Pauly et Palomares, 2010). Un module dynamique pour explorer l'efficacité des mesures de gestion spatio-temporelles telles que les AMP, les fermetures saisonnières ou une combinaison des deux, a également été ajouté (Figure 1).

Sensibilité aux configurations alternatives du modèle écologique et simulations du changement climatique et de la pêche

Dans cette étude, nous avons utilisé EcoOcean v2 comme plate-forme de modélisation expérimentale pour étudier l'impact sur les trajectoires écologiques des configurations alternatives du modèle écologique, en plus de l'impact des combinaisons de facteurs (par exemple, les changements dans les intrants ESM et les scénarios RCP, dans des conditions non -pêche et configurations de pêche).

Dans cette étude, nous présentons les résultats de trois expériences, menées à travers 13 simulations (tableau 1) :

Tableau 1. Expériences et simulations EcoOcean utilisées pour tester l'influence relative des configurations alternatives du modèle écologique (expérience 1, simulations 1𠄵), des scénarios ESM et RCP (expérience 2, simulations 6𠄹), et l'impact supplémentaire de la pêche (expérience 3 , simulations 10�) sur les résultats projetés.

Expérience 1𠅌onfigurations écologiques

Nous avons testé l'impact de l'utilisation de configurations alternatives du modèle écologique (ou une combinaison de celles-ci) sur les trajectoires spatiales et temporelles de la dynamique écologique. Nous avons testé cinq configurations principales différentes (tableau 1) : (i) la dynamique du réseau trophique, les affinités d'habitat et les préférences de profondeur en tant que moteurs de la distribution des espèces, (ii) l'ajout à (i) les réponses environnementales spécifiques aux cellules à la température de surface de la mer, (iii ) en ajoutant à (i) avec le Q10 mise en œuvre pour ajuster les taux métaboliques spécifiques à la température, (iv) en ajoutant aux (i) aires de répartition natives des contraintes aux conditions initiales, et (v) en combinant tous les mécanismes écologiques. Toutes ces simulations ont été exécutées de 1950 à 2100 en utilisant le même scénario environnemental modéré (GFDL ESM2M—Historical/RCP2.6 de CMIP5) (Figure supplémentaire 4), en considérant les changements de température de surface de la mer et dans trois groupes de producteurs primaires (grand phytoplancton, petit phytoplancton et diazotrophes) conduits en utilisant le même protocole que dans Tittensor et al. (2018). La pêche a été désactivée.

Expérience 2—impacts climatiques

Nous avons testé l'impact de scénarios de changement climatique contrastés sur les trajectoires écologiques d'EcoOcean (tableau 1) en utilisant à la fois GFDL ESM2M—Historical/RCP2.6 et Historical/RCP8.5 et IPSL CMA5-LR—Historical/RCP2.6 et Historical/RCP8 .5, tous deux du CMIP5. Toutes ces simulations ont été exécutées de 1950 à 2100 en utilisant les changements de température de surface de la mer et dans deux ou trois groupes de producteurs primaires (grand phytoplancton, petit phytoplancton et diazotrophes ce dernier groupe n'était pas disponible pour IPSL) (Figures supplémentaires 4, 5). Les impacts du changement climatique ont été inclus à travers la variabilité spatio-temporelle de la production primaire en utilisant le même protocole que dans Tittensor et al. (2018), par l'adéquation des cellules par groupe fonctionnel et par les taux métaboliques ajustés en fonction de la température, comme décrit dans les sections précédentes. Dans cette expérience, la pêche a été désactivée.

Expérience 3—impacts de la pêche

Nous avons testé l'impact combiné de scénarios de changement climatique contrastés et de la pêche. Nous avons répété les scénarios de changement climatique de l'expérience 2 mais ajouté l'effort de pêche historique qui a été maintenu constant par LME après 2005 après EcoOcean v1 (Christensen et al., 2015) (tableau 1). Toutes ces simulations ont été exécutées de 1950 à 2100 en utilisant les changements de température de surface de la mer et dans trois groupes de producteurs primaires (grand phytoplancton, petit phytoplancton et diazotrophes) (Figures supplémentaires 4, 5). Comme dans l'expérience 2, les impacts du changement climatique ont été inclus à travers la variabilité spatio-temporelle de la production primaire en utilisant le même protocole que dans Tittensor et al. (2018), par l'adéquation des cellules par groupe fonctionnel et par les taux métaboliques ajustés en fonction de la température, comme décrit dans les sections précédentes.

Les simulations spatio-temporelles d'EcoOcean v2 dans le cadre des trois expériences ont été exécutées de 1950 à 2100 en utilisant une période de rodage (ou spin-up) de 10 ans et ont été analysées via une série d'indicateurs écologiques agrégés standardisés sélectionnés suite aux efforts précédents de la communauté scientifique pour comparer les résultats de la modélisation des écosystèmes marins (Tittensor et al., 2018) de 1970 à 2100 : biomasse totale du système (TSB), biomasse totale des consommateurs (TBC), biomasse des espèces commerciales (Bcom), biomasse des consommateurs 㸐 cm (B10 ) et Biomasse des consommateurs 㸰 cm (B30) (Tableau complémentaire 1). Ces indicateurs étaient initialement exprimés en t·km 2 . De plus, les biomasses de groupes fonctionnels ou de groupements d'espèces (organisées en divers groupes de mammifères marins, oiseaux marins, tortues marines, élasmobranches, poissons pélagiques et démersaux et invertébrés) ont été utilisées pour identifier les gagnants et les perdants sous le changement climatique. l'impact et les impacts du changement climatique et de la pêche. Les résultats ont été comparés (i) en tant que séries chronologiques intégrées de la dynamique spatiale mondiale des océans et (ii) en tant que séries chronologiques par sous-océans de la FAO, à la fois en tant que changements relatifs avec le temps depuis l'année 1970. Nous avons également comparé les résultats (iii) en tant que cartes moyennes annuelles. pour 1970� et 2090�, à partir de laquelle nous avons calculé les changements relatifs calculés comme (valeur finale-valeur initiale)/valeur initiale * 100 %. La moyenne et le coefficient de variation ont également été calculés pour des indicateurs agrégés et des groupements d'espèces spécifiques dans l'espace. Les analyses ont été réalisées avec R version 3.6.3. Nous avons utilisé R pour tracer toutes les données temporelles et spatiales. Le package “ggplot” (Wickham et al., 2016) a été utilisé pour appliquer une fonction de lissage afin de capturer les tendances générales des tendances temporelles de la biomasse, tout en réduisant le bruit. Avec cette méthodologie, chaque série montre un intervalle de confiance à 95 % pour le plus bas d'origine. Les packages “maptools” (Bivand et al., 2020) et “raster” (Hijmans et al., 2015) ont été utilisés pour cartographier les résultats spatiaux.


3 LA BIODIVERSITÉ ET LES HOMMES À LA FONDATION DES SOLUTIONS NATURELLES

Les SNB bien conçus sont des partenariats basés sur le lieu entre les personnes et la nature. Nous discutons ici des deux éléments clés qui sous-tendent le succès et la durabilité des SNB : la biodiversité et les personnes.

3.1 La biodiversité sous-tend les bénéfices apportés par NbS

La biodiversité est la diversité de la vie du niveau du gène au niveau de l'écosystème (CBD, 2009). Dans cet article, nous utilisons ce terme pour désigner les niveaux de diversité écologiquement appropriés nécessaires pour soutenir des écosystèmes sains et fonctionnels qui soutiennent les habitats et les espèces locaux, en gardant à l'esprit que certains écosystèmes écologiquement précieux hébergent naturellement moins d'espèces que d'autres.

Il y a eu une certaine confusion sur la relation entre la biodiversité et le NbS. Certaines définitions ne font pas explicitement référence à la biodiversité (p. Ici, nous soutenons que parce que la biodiversité est essentielle pour sécuriser le flux des services écosystémiques aujourd'hui et dans le futur (Cardinale et al., 2012 IPBES, 2019 Seddon et al., 2016 ), le NbS doit apporter des avantages à la biodiversité, ainsi qu'aux personnes. Ceci est conforme à la définition de l'UICN et à la Norme mondiale pour le NbS (Cohen-Shacham et al., 2019 UICN, 2020), et il distingue clairement le NbS des actions qui exploitent la nature mais peuvent endommager la biodiversité, comme certains types d'agriculture, BioEnergy Carbon Capture and Storage (BECCS), la foresterie commerciale et les activités récréatives qui nuisent aux habitats ou aux espèces sensibles.

Les actions qui soutiennent la biodiversité sous-tendent les avantages sociétaux de deux manières : elles stimulent la fourniture de nombreux services écosystémiques à court terme et elles soutiennent la santé et la résilience des écosystèmes à long terme, c'est-à-dire leur capacité à résister ou à se remettre rapidement des perturbations. . À court terme, les écosystèmes plus riches en biodiversité ont une productivité plus élevée et, en général, un niveau plus élevé de fourniture de services écosystémiques (Cardinale et al., 2012 Tilman et al., 2012 ). Par exemple, la diversité des poissons des récifs coralliens (qui peut être améliorée en établissant des zones marines protégées) a une relation positive forte avec la biomasse et la productivité des poissons (Benkwitt et al., 2020), tandis que la biodiversité des sols (qui peut être améliorée en utilisant des pratiques agro-écologiques ) peut augmenter les rendements des cultures (Bender & van der Heijden, 2015 Vignola et al., 2015 ). Les services écosystémiques culturels sont également améliorés : il a été démontré que davantage d'espaces verts riches en espèces favorisent un plus grand bien-être personnel (Aerts et al. , 2015 ) et/ou une plus grande richesse en espèces d'oiseaux (Naidoo & Adamowicz, 2005 ).

La diversité n'est pas toujours associée à une prestation plus élevée d'avantages à court terme. Par exemple, des monocultures ou des plantations à haut rendement peuvent produire plus de nourriture ou de bois par hectare pendant quelques années par rapport à un système d'espèces mixtes (Smith et al., 2017 ). Cependant, la diversité est essentielle pour la durabilité à long terme, car la résilience fonctionnelle aux facteurs de stress tels que le changement climatique, les espèces envahissantes et les nouveaux agents pathogènes est fortement déterminée par la connectivité des écosystèmes et la biodiversité à plusieurs niveaux trophiques (Oliver et al., 2015). La connectivité d'écosystèmes similaires à travers les paysages permet la récupération des habitats perturbés en facilitant la dispersion à partir des zones intactes environnantes. La connectivité permet également aux espèces de suivre leurs niches écologiques préférées à travers le paysage en réponse aux conditions environnementales changeantes (Biggs et al., 2012). Pendant ce temps, la diversité des espèces, des traits écologiques et des gènes contenus dans les communautés de plantes, d'animaux, de champignons et de bactéries protège les écosystèmes contre les perturbations via des «effets d'assurance», c'est-à-dire la complémentarité spatiale et temporelle des fonctions écologiques, ainsi que par la redondance fonctionnelle entre les plusieurs taxons (Alvarez et al., 2019 Biggs et al., 2020 Cardinale et al., 2012 Tuck et al., 2016 Yachi & Loreau, 1999 ). Par exemple, les forêts naturelles et les plantations forestières d'espèces mixtes ont des réserves de carbone plus stables pendant les extrêmes climatiques par rapport aux plantations pauvres en espèces (Hutchison et al., 2018 Osuri et al., 2020), tout comme les parcelles de prairies à haute diversité par rapport aux parcelles à faible diversité. (Isbell et al., 2017 ). Par rapport aux plantations à faible diversité, les forêts naturelles et les zones de biodiversité autorisées à se régénérer naturellement ont également une plus grande résilience aux incendies, aux ravageurs et aux maladies (Barlow et al., 2007 Jactel et al., 2017 ). Dans les écosystèmes marins, un renouvellement accru des espèces parmi les récifs (β-diversité) augmente la stabilité de la communauté (Mellin et al., 2014 ) et peut-être aussi la résistance aux perturbations (Mellin et al., 2016 ). Par conséquent, afin de maintenir des écosystèmes sains et résilients qui peuvent continuer à apporter des avantages aux personnes sur le long terme, le NbS doit être explicitement conçu pour protéger ou améliorer la biodiversité (Figure 1).

3.2 NbS avec et pour les humains

Pour obtenir des résultats efficaces, résilients, légitimes et équitables, toutes les parties prenantes concernées (en particulier les peuples autochtones et les communautés locales, les PACL) doivent être impliquées dans la conception, la mise en œuvre, la gestion, le suivi et l'évaluation des SNB, et les interventions doivent favoriser l'appropriation, l'autonomisation et bien-être des intendants locaux façonnant les paysages dans lesquels ils se déroulent (Mercer et al., 2012 ). Un tel engagement est non seulement un impératif moral et éthique et peut empêcher des résultats d'intervention pervers sur les PACL (Section 6.3), mais il sous-tend également le succès de NbS pour plusieurs raisons. Premièrement, en tant qu'intendants de leurs terres et de leurs ressources naturelles, les PACL ont souvent une riche connaissance des écosystèmes locaux et de leur gestion, basée sur l'apprentissage adaptatif et les leçons des erreurs passées, avec un aperçu de ce qui fonctionne dans leur contexte environnemental, socio-économique et politique spécifique. (Appadurai, 2018 Chaterjee, 2020 ). Si des « experts » externes sapent ou ignorent les connaissances locales, cela pourrait entraîner des décisions de gestion des terres médiocres et inefficaces (Leach & Mearns, 1996). Deuxièmement, co-créer des NbS avec des PACL et les adapter au contexte local peut faciliter une gestion adaptative dans laquelle les interventions sont modifiées pour suivre le rythme des changements environnementaux et socio-économiques (Sterling et al., 2017). Troisièmement, les informations locales sur les diverses valeurs de la nature et la manière dont elles diffèrent entre les différents secteurs de la société sont cruciales pour la répartition équitable des avantages (Zafra-Calvo et al., 2020). Quatrièmement, les NbS impliquant une répartition plus équitable du pouvoir entre les communautés locales et le gouvernement, telles que les forêts gérées par la communauté, sont plus susceptibles d'avoir des résultats positifs pour les personnes et les écosystèmes dont elles dépendent (Hajjar et al., 2020). Cela s'explique en partie par le fait que de telles interventions autonomisent et motivent les groupes marginalisés (tels que les femmes ou les peuples autochtones) qui ont accès aux ressources clés et en ont le contrôle. Enfin, les SNB qui tiennent compte des diverses normes, valeurs, croyances locales et renforcent le capital social sont plus susceptibles d'être adoptés par les PACL et soutenus à long terme.Il est important de noter que ces NbS puisent dans les valeurs relationnelles et morales, y compris les liens intangibles avec la nature, qui encouragent également l'intendance et les soins (Chan et al., 2016 Fischer et al., 2020). Cela peut renforcer les motivations fondamentales pour mettre en œuvre le NbS, en favorisant leur mise à l'échelle dans tous les paysages (Fedele et al., 2018 ). En revanche, un manque d'alignement avec les perspectives locales peut dissuader la participation active et priver les communautés locales de leur pouvoir, ce qui, à son tour, peut compromettre le soutien local au NbS, compromettant leur succès (Woroniecki et al., 2020 voir la section 6.3), tout en contraignant également les communautés locales. capacité d'adaptation (Woroniecki, 2019 ).


Changements environnementaux mondiaux : voies de recherche pour la prochaine décennie (1999)

SOMMAIRE

L'étude des écosystèmes à grande échelle est devenue un domaine scientifique en pleine maturation. Sous l'impulsion de la recherche sur le changement global, de telles études ont montré des succès majeurs au cours de la dernière décennie. Une meilleure compréhension fondamentale des écosystèmes marins et terrestres et de l'hydrologie a déjà conduit à des applications pratiques dans la modélisation météorologique et climatique, la qualité de l'air et une meilleure gestion et réponses aux risques naturels pour l'eau, les forêts, la pêche et les ressources des parcours. Le développement de modèles écosystémiques à l'échelle mondiale résolus spatialement n'a eu lieu qu'au cours des cinq dernières années. Les capacités informatiques et la technologie de télédétection ont encore entraîné des changements dans la nature du domaine. La capacité a émergé non seulement pour modéliser à l'échelle mondiale, mais aussi pour exploiter les données à ces échelles. Des modèles ont été développés et rejetés sur la base de l'utilisation de ces données. Historiquement, les études écosystémiques à grande échelle ont également été intégratives et multidisciplinaires, avec des problèmes souvent traités du début à la fin avec des interactions significatives avec les composants de la dimension humaine. Une partie de cette expérience découle de racines appliquées dans le domaine et de liens traditionnels avec les questions agricoles, forestières et halieutiques, ainsi que la politique et l'évaluation environnementales. En fait, comme en chimie atmosphérique (voir chapitre 5), il existe une riche histoire d'évaluation à toutes les échelles spatiales.

Les domaines de réussite des études écosystémiques à grande échelle sont les suivants :

Des études de terrain et théoriques qui ont jeté les bases pour comprendre les rôles de la végétation et des sols dans le temps et le climat et qui ont fait progresser nos méthodes d'interprétation des données satellitaires. Expériences sur le terrain

prévues pour les bassins du Mississippi et de l'Amazone viendront compléter cette série d'études.

Développement de techniques d'observation par satellite, d'observations au sol et de modèles pour déterminer les changements dans le type de couverture terrestre et les changements spatiaux et saisonniers de la végétation.

Clarifier le rôle des nutriments dans les interactions à grande échelle des écosystèmes avec l'atmosphère. Les effets des nutriments tels que l'azote et le phosphore doivent désormais être systématiquement intégrés dans les modèles globaux d'interactions terre-atmosphère.

Mise en place d'un programme ambitieux de mesure et de modélisation des sources et puits de CO2 et des traces de gaz provenant de sources biologiques et de combustion de biomasse. Ces nouvelles informations faciliteront le développement d'un système d'observation pour déterminer les tendances et les modèles d'émissions et d'absorption à l'échelle continentale.

Observations de séries chronologiques océaniques qui ont révélé des variations d'une année sur l'autre jusqu'alors inconnues dans la biologie, la chimie et la physique océaniques couplées, liées à la variabilité climatique.

Études régionales du carbone océanique qui ont quantifié les effets saisonniers des écosystèmes marins sur le CO atmosphère-océan2 et les variations liées à El Niño dans les sources et les puits de CO du Pacifique équatorial 2.

Modélisation des impacts du changement et de la variabilité climatiques sur les écosystèmes agricoles et forestiers.

Dans l'ensemble, le programme américain de recherche sur le changement global (USGCRP) a réussi à faire progresser la science et les outils nécessaires à l'évaluation spatiale des changements écosystémiques. Le complément d'instruments synergique composé des plates-formes AM-1 et PM-1 du système d'observation de la Terre (EOS), combiné aux données d'autres satellites de détection océanique, satisfera largement les besoins en données satellitaires de la communauté des écosystèmes et entraînera une amélioration massive dans la qualité des observations à distance. Les composantes terrestres et océaniques du programme ont eu des degrés de succès variables. Les composantes de la science atmosphérique (biophysique et gaz à l'état de traces) ont eu les programmes les plus solides. Les composantes plus écologiques (végétation et couvert végétal) et intégratives (expériences de manipulation des écosystèmes) ont été soutenues de manière plutôt ponctuelle.

Les Impératifs de la recherche pour l'avenir sont les suivantes :

Surface terrestre et climat. Comprendre les relations entre les processus de surface terrestre et les prévisions météorologiques et l'évolution de la couverture terrestre et le changement climatique.

Biogéochimie. Comprendre l'évolution des cycles biogéochimiques mondiaux du carbone et de l'azote.

Contraintes multiples. Comprendre les réponses des écosystèmes à de multiples stress.

Biodiversité. Comprendre la relation entre l'évolution de la diversité biologique et la fonction de l'écosystème.

INTRODUCTION

Les écosystèmes du monde sont les fondements essentiels de la société humaine. Les gens dépendent largement des écosystèmes pour les biens et les services. Les écosystèmes fournissent des produits tels que la nourriture, les matériaux de construction et les produits pharmaceutiques. Dans le contexte du changement global, la dépendance de l'humanité à l'égard de la biosphère pour la régulation du climat, la qualité de l'air et l'eau potable est également devenue flagrante. Ainsi, la recherche sur les écosystèmes dans le changement global joue un double rôle. Premièrement, les décisions relatives à la variabilité climatique, au changement climatique et à d'autres problèmes environnementaux nécessitent que nous comprenions les impacts du climat, de la pollution de l'air et du rayonnement ultraviolet changeant sur les forêts, l'agriculture, l'élevage, les ressources en eau, la pêche, la diversité biologique et d'autres formes de vie critiques. systèmes de soutien. &ldquoLa recherche sur les impacts &rdquo s'appuie sur les fondements de la recherche fondamentale et appliquée en agronomie et science du sol, science forestière, pêche, écologie et autres disciplines bien établies, dans un contexte de plus en plus influencé par de nouvelles préoccupations (changement climatique, pollution troposphérique, ultraviolet-B ). Un effort ambitieux est en cours pour mener une évaluation nationale américaine des conséquences potentielles de la variabilité et du changement climatiques afin de fournir une compréhension détaillée des conséquences du changement climatique pour la nation, y compris les effets interactifs des changements environnementaux sur le climat, la chimie atmosphérique, la mer niveau, la qualité de l'eau et l'utilisation des terres. Ce chapitre décrit les recherches en cours pour établir des liens appropriés avec cette activité en mettant l'accent sur les aspects scientifiques des écosystèmes gérés, en particulier à l'échelle régionale.

Deuxièmement, la gestion du changement global doit également reconnaître le rôle que jouent les écosystèmes dans la modification de l'atmosphère et donc de l'environnement océan-atmosphère-terre. système climatique. Nous savons maintenant que la végétation et les sols influencent le climat en contrôlant la quantité de rayonnement réfléchi ou absorbé, l'évaporation de l'eau et d'autres rétroactions directes sur la température, les précipitations et les systèmes météorologiques. Les écosystèmes terrestres stockent beaucoup de carbone et influencent le CO atmosphérique2 à la fois en libérant du carbone à la suite de l'utilisation des terres (comme la déforestation et l'agriculture) et en absorbant le carbone (ce qu'on appelle le puits manquant). Les écosystèmes marins influencent également le stockage du carbone océanique, interagissant avec les processus physiques et chimiques. Les écosystèmes sont également de puissantes sources et puits d'autres gaz à l'état de traces tels que le méthane et l'oxyde nitreux. Le climat ne peut pas être considéré comme une force extérieure aux écosystèmes : les écosystèmes participent à la formation du temps, du climat, de la composition atmosphérique et du changement climatique.

Cette vision des écosystèmes, en tant que réponse et contrôle du changement environnemental, est l'une des grandes contributions intellectuelles et pratiques de la recherche sur le changement global. Elle a des implications sur un large éventail de questions, de l'amélioration des prévisions météorologiques (en tenant compte de l'état de la végétation) à

décisions quant à savoir si les émissions de combustibles fossiles doivent être limitées et dans quelle mesure.

L'écologie apporte une perspective unique à la recherche sur le changement global. Alors que les sciences géophysiques commencent conceptuellement par une vue physico-chimique unifiée des systèmes (basée sur la dynamique des fluides, la thermodynamique et la photochimie), le paradigme sous-jacent de l'écologie met l'accent sur la diversité des écosystèmes, résultant de l'histoire évolutive des organismes, et des sols et des reliefs ou plans d'eau qu'ils habitent. Cette perspective, consistant à chercher à comprendre les similitudes et les différences de processus dans une gamme d'environnements, est devenue importante dans la recherche interdisciplinaire sur le système Terre.

Planification du programme

Au début de la recherche sur le changement global, l'écologie en tant que discipline mettait l'accent sur les enquêtes à l'échelle de l'organisme à l'échelle locale, et la capacité du domaine à résoudre les problèmes même à l'échelle du paysage était limitée. De plus, les collaborations entre écologistes, climatologues et chimistes de l'atmosphère n'ont commencé qu'au début des années 1980. En conséquence, lorsque l'USGCRP et le Programme international géosphère-biosphère (IGBP) ont commencé, des efforts substantiels ont été déployés pour développer l'infrastructure intellectuelle au sein de l'écologie afin de s'attaquer aux problèmes à l'échelle mondiale. Une série de rapports du Conseil national de recherches (NRC) sur le changement global et le processus de planification du PIGB ont accordé une attention considérable aux problèmes écologiques à grande échelle, et la communauté a également organisé de nombreux ateliers et réunions importants. En conséquence, l'écologie est devenue beaucoup mieux préparée à affronter les problèmes scientifiques à l'échelle du paysage à l'échelle mondiale sur un large éventail de problèmes et en utilisant des outils inimaginables il y a une décennie et demie.

Certains problèmes sont restés au cours de cette période. L'accent mis sur les rétroactions écosystémiques et les impacts écosystémiques a été constant dans les directives du NRC et du PIGB tout au long de cette période. Cependant, au fur et à mesure que la science a évolué, les impératifs spécifiques de la recherche ont considérablement évolué. Il vaut la peine d'examiner les directives du CNRC sur les changements planétaires et la recherche écologique. Par exemple, dans un rapport de 1986 1 , la recommandation sommaire (donnée en référence à l'IGBP) était que "la priorité initiale". . . est d'obtenir des données expérimentales supplémentaires, afin que de nouveaux modèles puissent être développés pour extrapoler les réponses écologiques aux changements environnementaux qui n'ont pas été expérimentés dans le passé. et les modèles communautaires. &rdquo Il a également observé que &ldquodes expériences sont nécessaires sur des écosystèmes intacts, en utilisant des manipulations à grande échelle &rdquo et que &ldquo sur le long terme, des modèles d'écosystème doivent être assemblés qui couplent des modèles population-communauté avec des modèles fonctionnels de processus.&rdquo

Ce programme a eu une influence majeure sur les approches adoptées par les écologistes pour les écosystèmes marins et terrestres, et les trois domaines du programme recommandés par le CNRC ont été poursuivis en parallèle par la communauté. De plus, à long terme

et les études observationnelles à grande échelle (par opposition aux études manipulatrices) sont devenues une composante majeure de la recherche, à la fois sur la base du programme de recherche écologique à long terme (LTER) de la National Science Foundation (NSF) et résultant de la collaboration de plus en plus fructueuse avec le Communauté des sciences de la Terre (dans laquelle les campagnes d'observation jouent un rôle plus important que dans la discipline largement expérimentale de l'écologie). Dans les années 90, le programme de recherche était devenu plus précis. En 1994, un rapport du CNRC, le &ldquoChapin report&rdquo 2 sur la recherche sur les écosystèmes terrestres énumérait six grands domaines de recherche :

les effets interactifs du CO2, climat et biogéochimie

facteurs qui contrôlent les flux de gaz traces

scénarios pour les écosystèmes gérés et non gérés

comment le changement global va influencer la biodiversité

comment le changement global affectera les interactions biotiques avec le cycle hydrologique et

comment le changement global affectera le transport de l'eau, des nutriments et des matériaux de la terre vers les zones d'eau douce et côtières.

Le rapport Chapin (NRC, 1994) précise également les besoins suivants :

expériences qui déterminent les réponses de l'écosystème aux interactions entre CO élevé2, température, eau et nutriments

recherche pour prédire le rôle des processus à l'échelle du paysage, y compris l'utilisation des terres et

recherche pour déterminer comment les changements dans la composition des espèces affectent les fonctions des écosystèmes, ce qui est urgent et peu susceptible de se poursuivre sans une attention particulière.

Enfin, le rapport énumère comme thème majeur "l'élaboration et l'utilisation de modèles complets de systèmes écologiques et physiques" comme moyen de relier la compréhension à petite échelle aux processus à grande échelle.

Le NRC n'était pas le seul forum où le rôle des écosystèmes dans le changement global a été discuté. La fin des années 1980 au début des années 1990 a vu le développement rapide du projet de base IGBP sur le changement global et les écosystèmes terrestres (GCTE) et le projet de base d'étude conjointe des flux océaniques mondiaux (JGOFS), portant respectivement sur les écosystèmes terrestres et marins. En outre, le programme International Global Atmospheric Chemistry (IGAC) s'est impliqué dans l'étude des sources biologiques de gaz à l'état de traces 3 , le projet de base sur les aspects biologiques du cycle hydrologique a commencé des activités de recherche biophysique et le Comité scientifique sur les problèmes de l'environnement (SCOPE) organisé plusieurs collaborations importantes sur les écosystèmes et le changement global. 4 L'IGBP a considérablement élaboré l'agenda scientifique pour la recherche sur le changement global, et ses délibérations ont été documentées dans des rapports détaillés. Le plan de recherche de l'IGBP GCTE est dans de nombreux

de manière cohérente avec les priorités énoncées dans le rapport Chapin et les documents antérieurs du CNRC, bien qu'il présente une vision beaucoup plus détaillée pour l'étude des écosystèmes gérés (en particulier agricoles).

Résultats critiques et développement de l'écologie à grande échelle

Au vu de cette vision scientifique, quels ont été les résultats critiques et les avancées de la recherche sur les écosystèmes au cours de la première décennie de l'USGCRP ? Les domaines de progrès ont été divers et de nombreuses avancées critiques ont été hautement interdisciplinaires. Voici quelques-uns des domaines de progrès les plus importants.

Changement climatique et écosystémique : évolution des modèles et des observations

Les techniques et les ensembles de données permettant de déduire le comportement des écosystèmes à partir d'observations à grande échelle ont évolué rapidement au cours des années 1990. L'utilisation de la modélisation inverse une pour déduire les patrons spatiaux et, plus tard, temporels du CO terrestre et océanique2 l'échange a produit un changement qualitatif dans les perceptions de la nature probable des puits terrestres. Bien que l'utilisation de la modélisation inverse ait commencé dans la communauté géophysique, où les techniques de modélisation inverse et le CO2 des observations globales ont été développées, 5 collaborations pour étendre l'utilisation de la technique se sont rapidement développées pour inclure des écologistes. 6 La modélisation inverse a montré un puits de CO2 aux latitudes septentrionales, par les écarts entre le gradient interhémisphérique observé de CO2 et les valeurs prédites sur la base des émissions fossiles et des caractéristiques du transport interhémisphérique. Alors que les analyses initiales avaient abouti à des conclusions différentes sur la répartition de ce puits entre les systèmes marins et terrestres, les analyses ultérieures utilisant le 13 C dans le CO2 et mesuré O 2 a indiqué un puits terrestre substantiel (voir la figure 2.1). Ce puits a été et reste difficile à quantifier voire à détecter dans les mesures d'inventaires forestiers et pédologiques. Les mesures atmosphériques restent la preuve la plus concluante de la localisation du puits dit manquant. Les applications de la méthodologie inverse au fil du temps ont également suggéré des corrélations entre le climat et le CO terrestre2 échanges à l'échelle hémisphérique à l'échelle mondiale. Ces observations restent préliminaires mais fournissent une base pour la surveillance future des modèles mondiaux de sources et de puits.

La relation entre le stockage du carbone terrestre et le climat est fondamentale pour comprendre les interactions entre le climat et les écosystèmes qui peuvent se produire lors de futurs changements climatiques. Ce sujet a été abordé pour les systèmes terrestres par une combinaison d'études expérimentales en laboratoire et sur le terrain et par des programmes d'observation et de synthèse de données. 7 De plus, il y a eu un modèle vigoureux

La modélisation inverse est définie comme une modélisation où la chaîne d'inférence est opposée à la chaîne de causalité : dans le cas du cycle du carbone, les sources et les puits sont modélisés à partir des concentrations atmosphériques et du transport.

FIGURE 2.1 Répartition océan/terre latitudinale des sources et des puits de CO2 par rapport à la latitude. La ligne continue est le flux net de CO2 après élimination des combustibles fossiles. La ligne pointillée est le flux net de CO2 échangé avec les océans. La ligne pointillée est le flux net échangé avec les écosystèmes terrestres. La somme des flux océaniques et terrestres est égale au flux net total de CO2. SOURCE : Ciais et al. (1995b). Avec l'aimable autorisation de l'American Geophysical Union.

des effets du climat sur les écosystèmes terrestres et marins. 8 Bien que la réponse des processus écosystémiques au climat suscite depuis longtemps un intérêt, des travaux récents ont conduit à une compréhension beaucoup plus générale des effets de la température et de l'humidité sur le biote et sur les interactions des effets climatiques avec les processus écosystémiques internes tels que la succession et le cycle de l'azote. . 9 Ce travail comprend des expériences de manipulation b en laboratoire et sur le terrain qui ont conduit à une meilleure compréhension des effets microclimatiques sur les processus biologiques et le comportement spécifique d'écosystèmes particuliers, tandis que les études comparatives et les synthèses de données ont conduit à une meilleure compréhension de l'écosystème aux modèles mondiaux. Des observations de flux à long terme ont mis en lumière les effets du climat sur le stockage du carbone : des mesures effectuées au cours des 25 dernières années dans l'Arctique ont montré que les systèmes de toundra étaient en train de passer du statut de puits à celui de source de CO2 à mesure que les conditions sont devenues plus chaudes et plus sèches. 10 Les progrès récents des techniques de mesure, en particulier l'avènement des techniques de covariance turbulente et leur application dans les études à long terme, ont produit des données uniques sur les effets du climat sur les échanges nets d'écosystèmes (NEE). 11 Les séries chronologiques de covariance de Foucault dans les forêts ont fourni des observations directes des effets de conditions exceptionnellement chaudes, froides et sèches sur les échanges de carbone. 12

Parce que les réponses de température (T) de la respiration (R) ont tendance à être plus importantes que celles de la photosynthèse (A) (T contre R est exponentielle, alors que T contre A

Les expériences de manipulation sont celles où certaines variables sont délibérément modifiées et la réponse du système est observée (par exemple, des expériences avec du CO atmosphérique artificiellement élevé2).

est en train de saturer), il a été émis l'hypothèse que le réchauffement climatique devrait entraîner une augmentation globale du CO2 émissions des écosystèmes. 13 Des études récentes utilisant les ensembles de données mondiaux de l'USGCRP ont provisoirement confirmé cette hypothèse pour des échelles de temps courtes (<1 an) tout en suggérant des interactions plus complexes sur des échelles de temps interannuelles. 14 Des études de modélisation ont sondé quantitativement ce type de relation, suggérant une dépendance aux taux de mortalité, des effets majeurs dans les sols, des interactions avec le cycle de l'azote et des interactions entre physiologie et biogéographie. 15 À mesure que les techniques d'observation s'améliorent et que les séries chronologiques s'allongent, il est de plus en plus possible de faire la distinction entre des hypothèses alternatives sur la façon dont le réchauffement futur pourrait affecter les écosystèmes.Un développement passionnant est l'utilisation de modèles pour comprendre les séries chronologiques émergentes du climat et des échanges de carbone à l'échelle mondiale. 16 Les premiers efforts visant à modéliser les effets du climat sur les écosystèmes étaient extrêmement hypothétiques. 17 Les modèles utilisés alors avaient été testés sur un nombre limité de sites, dans des conditions "typiques" ou moyennes. La capacité des modèles à simuler la réponse dynamique des écosystèmes aux variations climatiques n'avait en général pas été examinée. Actuellement, les modèles utilisés pour projeter les réponses futures des écosystèmes sont testés par rapport aux changements dynamiques observés résultant des variations climatiques interannuelles à l'aide de données collectées à l'échelle locale et mondiale. 18

Processus de surface terrestre et climat

La recherche sur le rôle de la surface terrestre dans le climat a été un domaine de recherche important à l'interface de l'écologie et de la science atmosphérique au cours de la dernière décennie. Elle a conduit à des développements spectaculaires dans la science et dans les systèmes d'observation. Commençant par quelques articles provocateurs sur les effets potentiels de la couverture terrestre et des inhomogénéités de la couverture terrestre sur le climat, la recherche sur les processus de surface terrestre s'est étendue pour englober un effort théorique et de modélisation vaste et diversifié validé par une série de campagnes internationales de terrain très réussies. 19 Les campagnes sur le terrain ont à leur tour donné lieu à un certain nombre de retombées.

L'utilisation de mesures de flux de covariance de Foucault dans des applications écologiques (dans lesquelles la mesure des vents verticaux et des concentrations d'un gaz sont mesurées ensemble) a été mise au point et vérifiée dans le cadre de la première expérience sur le terrain (FIFE) de l'ISLSCP (International Satellite Land Surface Climatology Project), 20 et les ensembles de données collectés pendant FIFE restent une pierre de touche pour la validation des modèles de surface terrestre. Un principe de mise à l'échelle clé pour les canopées a d'abord été combiné avec des modèles de surface terrestre à la suite de la collaboration FIFE, augmentant considérablement la simplicité et le succès de la modélisation de la canopée (voir la figure 2.2). 21 La validité des estimations de la conductance de surface basées sur l'&ldquovegetation index&rdquo a été testée par rapport aux observations pendant le FIFE, et cette validation reste la pierre angulaire de la confiance des communautés dans les modèles de surface terrestre pilotés par satellite. Les résultats de la campagne Boreal Ecosystem-Atmosphere Study (BOREAS) viennent d'apparaître, qui a étendu le paradigme FIFE aux écosystèmes forestiers. Ces résultats suggèrent un rôle important pour les interactions végétation-atmosphère dans les climats nordiques, 22 tout comme les résultats de la

FIGURE 2.2 Gamme d'échelles spatiales abordées par la première expérience de terrain ISLSCP (FIFE). SOURCE : Vendeurs et al. (1992). Avec l'aimable autorisation de l'American Geophysical Union.

Étude d'interaction terre-atmosphère-glace du programme NSF Arctic System Science, et l'importance des processus de perturbation (tels que les incendies à grande échelle) dans les eaux de surface terrestres et l'échange de carbone. Ils sont également susceptibles d'apporter des contributions majeures à la compréhension des échanges isotopiques entre les écosystèmes et l'atmosphère. 23 L'achèvement de l'expérience finale prévue, l'Expérience brésilienne sur la biosphère à grande échelle en Amazonie, permettra de mieux comprendre les interactions écosystème-climat dans les écosystèmes boréaux, tempérés et tropicaux. Ce travail a eu et continuera d'avoir un impact majeur sur notre compréhension du paléoclimat, du temps et du climat contemporains, des prévisions météorologiques et des projections climatiques. 24

Le besoin d'informations complètes sur la surface terrestre a également engendré un grand effort pour développer des algorithmes de télédétection pour les variables de la surface terrestre. Des progrès majeurs ont été réalisés dans le développement d'algorithmes satellitaires pour déduire la résistance de la surface à l'évaporation, à la température, à l'humidité du sol et à la couverture terrestre.25 Expérience

dans l'utilisation des données satellitaires a été obtenu à l'aide de systèmes satellitaires existants tels que le Thematic Mapper (TM), le Systeme Probatoire pour l'Observatión de la Terre (SPOT) et le National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) Advanced Very High Resolution Radiometer (AVHRR) ) systèmes. Ces données ont été combinées avec succès avec le développement et l'évaluation d'algorithmes lors de campagnes sur le terrain telles que FIFE, BOREAS et l'expérience pilote hydrologique et atmosphérique. 26 L'effort intensif d'une décennie dans ce domaine a permis d'optimiser la conception expérimentale de deux satellites EOS majeurs (AM-1 et PM-1) pour des mesures synergiques des variables de la surface terrestre. La plate-forme principale, AM-1, orbite avec une heure de dépassement matinale, choisie pour minimiser la contamination des nuages ​​pour l'imagerie de la surface terrestre, et comprend une combinaison synergique de trois instruments : le spectroradiomètre imageur à résolution modérée (MODIS), le spectroradiomètre imageur multi-angle (MISR) et le radiomètre spatial avancé d'émission et de réflexion thermiques (ASTER). MODIS a une capacité dans le visible et le proche infrarouge pour la télédétection des caractéristiques de la végétation avec une résolution temporelle élevée. MISR prend des mesures multi-angles qui permettent de déterminer l'albédo et de mieux contraindre les indices dits de végétation liés à la conductance à l'eau et à la photosynthèse. 27 ASTER et LANDSAT fournissent des informations à haute résolution spatiale sur l'occupation du sol. La stratégie de télédétection proposée pour les études du système climatique physique et du cycle du carbone est illustrée à la figure 2.3.

La recherche sur les processus de surface terrestre illustre un partenariat constructif entre de nombreux groupes : modélisateurs du climat mondial, bio- et microclimatologues axés sur les organismes et les écosystèmes, écologistes et scientifiques en télédétection, ainsi que géographes, physiologistes des plantes, pédologues et hydrologues. Ayant défini très tôt le besoin d'algorithmes satellitaires améliorés, la communauté a effectué les démonstrations théoriques, de modélisation et empiriques nécessaires d'une telle capacité. Ces exigences scientifiques sont maintenant largement exécutées sur le vaisseau spatial EOS AM-1. AM-1 est une mission importante et coûteuse, mais la communauté a confiance dans la qualité de sa mission terrestre. Cela constitue l'un des éléments du programme scientifique complet d'AM-1, qui comprend également des expériences sur les nuages, les aérosols, la chimie atmosphérique et l'océanographie.

Utilisation humaine et modification des écosystèmes

Au début de la recherche sur le cycle du carbone, le cycle du carbone semblait être à peu près en équilibre, avec des émissions fossiles équilibrées approximativement par l'absorption océanique et l'accumulation atmosphérique. À partir des années 1970, les écologistes dirigés par George Woodwell ont commencé à faire valoir que les émissions provenant de l'utilisation des terres, en grande partie la déforestation, devaient contribuer de manière significative à l'atmosphère. Au fur et à mesure que cette hypothèse devenait de mieux en mieux documentée, il est devenu évident que pour équilibrer les émissions liées à l'utilisation des terres, un processus de puits supplémentaire, appelé « puits manquant », était nécessaire. L'importance de l'utilisation des terres dans le cycle du carbone a été reconnue avant l'USGCRP et l'IGBP et a été un objectif majeur des deux programmes depuis leur

FIGURE 2.3 Interactions satellites terre-atmosphère à distance. Schéma de la variation diurne de la hauteur de la couche limite atmosphérique et de la nébulosité pour une région continentale humide pendant la saison de croissance flux de surface de rayonnement net flux de chaleur sensible, vapeur d'eau et CO2 sont représentés. La stratégie de télédétection proposée est illustrée pour les études du système climatique physique et du cycle du carbone. I. Observations géosynchrones des champs nuageux, réflectances, températures. (GOES, METEOSAT). II. Deux plates-formes polaires avec des instruments de sondage et des imageurs capables de résoudre les champs de nuages. Les plateformes sont espacées dans le temps pour caractériser les variations diurnes des variables atmosphériques (POEM-1, EOS-pm). III. Plate-forme polaire avec charge utile d'imagerie de surface. Une heure de traversée matinale est préférable pour minimiser la contamination des nuages ​​(EOS-am). SOURCE : Sellers et Schimel (1993). Avec l'aimable autorisation d'Elsevier Science-NL.

FIGURE 2.4 Émissions moyennes du sol (± 1 erreur standard) de N 2O tracé en fonction de l'âge des pâturages (temps écoulé depuis la déforestation) pour La Selva (C) et Guacutecimo (O). Les sites forestiers sont indiqués à 0 an. Des différences significatives ont été trouvées entre les moyennes des sites (analyse de la variance, p < .01). SOURCE : Keller et al. (1993). Avec l'aimable autorisation de Macmillan Magazines Ltd.

création, ainsi que plus tard dans le Programme international sur les dimensions humaines pour le changement environnemental mondial. Alors qu'une attention précoce était accordée au cycle du carbone, l'intérêt s'est accru pour le rôle de l'utilisation des terres dans la modification des bilans de gaz traces par le biais des processus du sol et de la combustion de la biomasse 28 (voir Figure 2.4). En effet, il est clair depuis longtemps que les humains ont exercé un contrôle prédominant sur de nombreux aspects des écosystèmes à l'échelle mondiale. 29 La fragmentation des écosystèmes due à l'évolution de l'utilisation des terres, avec ses effets sur les fonctions biotiques et biogéochimiques, est une autre préoccupation croissante au cœur de la préoccupation concernant la perte de biodiversité.

La recherche sur le changement d'affectation des terres a énormément profité de la disponibilité des données satellitaires archivées et des techniques améliorées d'analyse des données satellitaires. 30 Les premières estimations du changement d'affectation des terres étaient presque entièrement basées sur des statistiques nationales et des informations d'inventaire. 31 Les estimations contemporaines sont de plus en plus basées sur des informations satellitaires, 32 et des techniques de surveillance continue par satellite dans

l'avenir s'améliore. La commercialisation des satellites TM et SPOT et les dépenses connexes d'acquisition de données appropriées sur de vastes zones ont retardé cet effort, peut-être d'une décennie. Aujourd'hui, la technologie informatique est disponible pour traiter de grandes quantités de données à haute résolution, mais les données satellitaires restent coûteuses. La récupération d'informations historiques sur l'utilisation des terres améliorées et résolues spatialement est nécessaire pour les analyses rétrospectives du cycle du carbone et pour initialiser les modèles pour les projections mondiales. La récupération globale reste un problème majeur, qui est en train d'être traité, quoique de manière fragmentaire et quelque peu hésitante à l'heure actuelle. Cependant, la compréhension des modèles de végétation contemporains, des modèles d'utilisation des terres par l'homme et des interactions des processus écosystémiques humains et naturels apparaît de plus en plus comme un domaine de recherche important, et une communauté vigoureuse se développe. 33 Ce domaine scientifique a un lien naturel fort avec la recherche sur la biodiversité puisque les impacts climatiques sur la biodiversité se produiront en synergie avec d'autres changements environnementaux.

Interactions biotiques et changement global

Jusqu'à récemment, le terme « changement global » impliquait généralement un changement biophysique ou biogéochimique, dans la mesure où il impliquait la biologie. Les changements dans le biote ont été traités comme résultant de changements de climat, de CO2, ou l'utilisation des terres. Les changements climatiques et chimiques peuvent avoir des impacts importants sur la biodiversité. 34 Cependant, il est devenu évident que les changements biotiques en eux-mêmes peuvent représenter des changements environnementaux d'importance régionale et mondiale. L'exemple le plus clair d'un tel changement biotique est peut-être l'invasion biologique et le transport médié par l'homme de plantes, d'animaux et de microbes à travers la Terre. La mobilité des personnes et des biens a augmenté le taux de déplacement d'autres espèces de plusieurs ordres de grandeur et les espèces introduites sont maintenant abondantes sur une grande partie de la Terre, dans les écosystèmes marins côtiers ainsi que terrestres et d'eau douce. 35 Le résultat est l'homogénéisation du biote de la Terre, avec des espèces de mauvaises herbes omniprésentes proliférant aux dépens des espèces locales. 36 Des changements plus spécifiques incluent de nombreuses invasions bien documentées qui affectent la santé des humains et d'autres espèces (la plupart des maladies infectieuses envahissent la plupart de leurs aires de répartition). Par exemple, les insectes nuisibles et les agents pathogènes microbiens introduits ont fait plus pour altérer les forêts américaines 37 que le changement climatique, l'augmentation du CO2, et la pollution de l'air ensemble & déclaration mdasha qui peut être extrapolée en toute sécurité pour des décennies dans le futur. Mais les changements biotiques peuvent interagir avec le changement global pour altérer la biodiversité de manières difficiles à prévoir. Les espèces envahissantes peuvent également affecter les propriétés biogéochimiques et biophysiques des zones envahies. Le meilleur exemple est peut-être l'invasion généralisée d'herbes africaines et eurasiennes résistantes au feu en Amérique du Nord et du Sud, en Afrique, en Australie et en Océanie. 38 Là où elles envahissent, ces graminées peuvent augmenter la fréquence des incendies et ainsi affecter la biogéochimie régionale, simplifier la structure de la végétation et altérer les propriétés biophysiques des écosystèmes, et interagir fortement avec d'autres composantes du changement global.

L'invasion n'est pas le seul exemple de changement biotique, mais l'élimination, causée par l'homme, de grands prédateurs, et parfois même de brouteurs, est généralisée et modifie profondément le fonctionnement des écosystèmes aquatiques et terrestres. 39 Les actions humaines entraînent également l'extinction d'espèces et de populations génétiquement distinctes. Il s'agit en soi d'un changement irréversible, et des études expérimentales sont en cours pour évaluer les liens entre la diversité fonctionnelle, les caractéristiques des organismes et les réponses fonctionnelles des écosystèmes au stress. 40

Manipulations au niveau du système et à long terme

Les réponses de l'écosystème aux forçages du changement global comprennent des composants qui interagissent à diverses échelles temporelles et spatiales, ainsi que des rétroactions ultérieures susceptibles d'amplifier ou de supprimer les réponses initiales. Cette combinaison de nombreuses interactions, de réponses multi-échelles et de rétroactions positives et négatives est un argument de poids en faveur d'études expérimentales à une échelle qui englobe une gamme beaucoup plus large de processus et d'interactions significatifs. Bien que les progrès récents dans la compréhension des rétroactions à l'échelle mondiale et régionale soient toujours centrés sur le modèle41, un nombre croissant d'études expérimentales complètent les études de modélisation sur les réponses de l'ensemble de l'écosystème à la modification du CO atmosphérique.2, la température et les apports en eau et en nutriments. Certaines de ces études ont été menées ou sont prévues pour durer suffisamment longtemps pour fournir des informations ou des retours d'informations potentiellement critiques qui ne se développent qu'à mesure que le forçage façonne les phénomènes biogéochimiques et écologiques sur des décennies ou plus.

Ces expériences à long terme à l'échelle de l'écosystème ont déjà montré que l'intensité des rétroactions et des réponses indirectes peut être étonnamment significative à plusieurs échelles. 42 Dans la toundra arctique, nutrition altérée sous augmentation du CO2 conduit à l'homéostasie des échanges nets de carbone après seulement trois ans. Pourtant, une augmentation de la température de 4 °C a entraîné un stockage persistant du carbone sous une teneur élevée en CO2. 43 CO2 l'enrichissement dans les conditions plus fertiles des zones humides de la baie de Chesapeake conduit à une stimulation continue de la photosynthèse et de la croissance des plantes, en particulier la croissance souterraine, pendant au moins neuf ans. 44 Le contraste entre les études sur l'Arctique et les marais salés montré dans ces exemples suggère un rôle régulateur clé pour la limitation des nutriments, cependant, les expériences à plus court terme n'indiquent aucune modulation cohérente du CO2 réponses par la disponibilité des nutriments. 45

Le réchauffement du sol pourrait entraîner une décomposition et une minéralisation accrues, mais il pourrait également entraîner une sécheresse accrue et des diminutions conséquentes de la production primaire, de la décomposition et de la minéralisation. Avec neuf années de réchauffement estival, la production primaire de la toundra arctique n'a que légèrement changé, bien que l'abondance accrue d'arbustes à feuilles caduques laisse présager une diminution de la décomposition et des déclins futurs de la disponibilité des nutriments. 46 Le réchauffement dans les prairies de montagne a également stimulé des changements spectaculaires dans la composition des espèces végétales, avec une dominance accrue de l'armoise, indiquant des changements futurs probables dans le stockage du carbone, le cycle des nutriments et la biodiversité. 47 Les ajouts de nutriments à long terme peuvent également stimuler des

changements dans la composition des espèces végétales. Dans les anciens champs du Minnesota, des ajouts d'azote simulant des dépôts atmosphériques modérés à lourds ont conduit au remplacement de C4 par C3 graminées, avec des diminutions importantes du stockage de carbone par unité de nutriments ainsi que des changements de saisonnalité. 48

Les expériences de manipulation ont joué un rôle important dans les systèmes marins et terrestres. 49 Dans certains écosystèmes océaniques, les apports en nutriments majeurs tels que l'azote et le phosphore persistent tout au long de la saison de croissance. À la fin des années 1980, on a émis l'hypothèse que ces régions pourraient être limitées en fer. 50 Des ajouts de fer dans le Pacifique équatorial, associés à un traceur permettant de suivre la région fertilisée, ont augmenté l'activité phytoplanctonique et microbienne, affectant à la fois la composition de la communauté et le cycle du carbone. 51 Des expériences de ce type, faisant suite à des expériences de fertilisation naturelle (par exemple, des événements de dépôt atmosphérique) et artificielle, avec des nutriments majeurs et mineurs, ont longtemps été envisagées comme perspectives d'études sur les perturbations océaniques qui peuvent être suivies avec des données satellitaires sur la couleur de l'océan.

Stress multiples sur les écosystèmes

La préoccupation dominante à l'origine de la recherche sur le changement global était le changement climatique global. Au fur et à mesure que les écologistes et leurs collègues d'autres disciplines ont commencé à aborder l'écologie à des échelles régionales et plus larges, l'importance de multiples changements environnementaux à grande échelle est devenue évidente. Les changements du climat, de la qualité de l'air et de l'utilisation des terres peuvent avoir des effets synergiques, modifiant la vulnérabilité des écosystèmes au changement. Le concept de métro-agro-plex, une région caractérisée par des populations humaines denses, une urbanisation et une agriculture intensive, a évolué dans ce contexte. 52 L'examen des géographies des problèmes régionaux de qualité de l'air, de l'urbanisation, de la croissance démographique et de l'agriculture intensive indique que tous se déroulent dans les mêmes régions, par exemple en Asie du Sud-Est, sur les côtes est et ouest des États-Unis et en Europe occidentale. Ces zones ont tendance à avoir des niveaux de pollution atmosphérique élevés, avec des niveaux élevés d'ozone, de monoxyde de carbone, de soufre et d'azote. L'urbanisation et l'industrialisation entraînent la pollution de l'air et ses intrants précurseurs, mais la proximité des villes et de l'agriculture rend le système agricole vulnérable aux dommages causés par l'ozone, l'acidification et d'autres stress. Cependant, l'agriculture intensive est elle-même une source de gaz traces dans l'atmosphère (NO, NH3, et les particules) qui peuvent interagir avec la chimie de l'air régionale, en particulier aux marges du métro-agro-plex. Bien que la pollution de l'air soit souvent considérée comme un problème local ou régional aigu, les métro-agro-plex couvrent une superficie suffisante et contiennent une proportion suffisamment élevée de la population mondiale pour qu'ils soient correctement considérés comme un problème mondial.

La pollution de l'air a également une composante mondiale directe. Des travaux récents utilisant des observations et des modélisations ont montré que la pollution par l'azote est devenue un problème mondial et que les futurs changements probables dans l'utilisation des combustibles fossiles et des engrais entraîneront des dépôts d'azote élevés dans le monde. 53 À partir des années 1980, 54 anthropiques

Les dépôts d'azote ont été considérés comme un régulateur potentiel du cycle du carbone. Dans les années 1990, un certain nombre d'études minutieuses 55 ont évalué les effets potentiels de différentes formes de dépôt d'azote et ont conclu que les changements globaux du cycle de l'azote peuvent avoir un impact sérieux sur le cycle global du carbone (voir planche 1). Cette analyse inclut à la fois les effets délétères dans les zones de pollution principales et les effets modestes des engrais dans les marges des bassins atmosphériques pollués. 56 Il a également été démontré, et est probablement d'après les premiers principes, qu'un dépôt élevé de N est corrélé avec des niveaux élevés d'ozone (en raison du couplage photochimique de NO et O3), conduisant à une situation potentielle de stress multiple combinant les effets de la charge en N et du stress oxydant.57 Ceci est particulièrement préoccupant car ces stress, en particulier dans les dépôts, sont également impliqués dans les changements de la biodiversité.

Les premières expériences tendent à soutenir un paradigme de « substance-stress » pour N, dans lequel le dépôt de N peut conduire à une augmentation de la croissance jusqu'à un niveau critique, au-delà duquel les effets délétères dominent. 58 Les effets de l'utilisation antérieure des terres peuvent également jouer un rôle majeur dans la vulnérabilité des systèmes au stress en N, l'historique correspondant des changements du bilan de l'azote et la physiologie de la végétation actuelle modifiant les relations quantitatives entre la charge en N et les impacts sur l'écosystème.

ÉTUDES DE CAS

Le cycle du carbone

La science des écosystèmes a joué un rôle majeur dans les études du cycle du carbone. Bien qu'il subsiste des incertitudes substantielles sur le cycle du carbone et son comportement futur, des avancées significatives ont été réalisées. Les progrès dans ce domaine sont essentiels car la recherche sur le cycle du carbone constitue la base de la fixation d'objectifs dans les négociations internationales pour atténuer le changement climatique. 59 Comprendre les flux contemporains et futurs possibles de carbone est le fondement essentiel d'une politique saine pour gérer le forçage radiatif de l'atmosphère. Le développement de techniques de mesure précises et fiables des flux de carbone est une condition préalable à l'évaluation du succès des mesures prises pour se conformer à la Convention-cadre sur les changements climatiques et pour surveiller la conformité internationale avec d'autres mesures conventionnelles. La science du cycle du carbone est donc essentielle à la prise de décision internationale.

À la fin des années 1980, le bilan du dioxyde de carbone dans l'atmosphère était manifestement déséquilibré (voir tableau 2.1). La modélisation du carbone a suggéré que les sources de fabrication de combustibles fossiles et de ciment avaient été essentiellement équilibrées par l'absorption océanique et l'accumulation atmosphérique. 60 Cependant, à partir des années 1970, les écologistes ont de plus en plus constaté que des émissions substantielles étaient produites dans l'atmosphère par le changement d'affectation des terres (dans les années 1980, ces sources étaient en grande partie tropicales). La contribution de l'utilisation des terres était basée sur les estimations des bilans de carbone pour la conversion des terres et la superficie convertie. Ainsi, même la définition de l'ensemble complet des termes du cycle du carbone (industriel, marin, atmosphérique et terrestre)

TABLEAU 2.1 Budget annuel moyen du CO2 Perturbations de 1980 à 1989

(1) Émissions provenant de la combustion de combustibles fossiles et de la production de ciment

(2) Émissions nettes dues aux changements dans l'utilisation des terres tropicales

(3) Émissions anthropiques totales [(1)+(2)]

Séparation entre réservoirs

(4) Stockage dans l'atmosphère

(6) Absorption par la repousse des forêts de l'hémisphère nord

NOTE : Flux et changements de réservoir de carbone exprimés en Gt C/an. Les erreurs sont accumulées par quadrature.

SOURCE : Schimel (1995). Avec l'aimable autorisation de Blackwell Science.

réconciliation de l'océanographie, de l'écologie et de la géochimie. Le déséquilibre budgétaire de 1 à 2 gigatonnes (Gt), ou l'incapacité des modèles à rendre compte du devenir de l'excès de carbone, est appelé « puits manquant », et l'excès de carbone a été supposé se trouver dans les écosystèmes terrestres parce que les modèles de absorption océanique de CO2 absorption réelle indiquée de 2 à 2,5 Gt, basée sur l'étalonnage par rapport à l'isotope 14 CO2 (à partir d'essais de bombes thermonucléaires), 61 et les émissions de combustibles fossiles et l'accumulation atmosphérique étaient connues. Ces informations ont ouvert la voie à des progrès remarquables.

Premièrement, le puits manquant, bien que largement supposé provenir du CO2 fertilisation des écosystèmes terrestres, n'avait jamais été observée dans aucun sens. La quantité a été déduite par la différence de bilan massique, et l'attribution de la cause au CO2 la fécondation était basée sur des expériences de laboratoire et des preuves circonstancielles. Il existait peu d'ensembles de données appropriés pour identifier ce qui était supposé être une accumulation de carbone omniprésente mais spatialement diffuse dans les écosystèmes terrestres. À la fin des années 1980, plusieurs groupes ont commencé à estimer les modèles spatiaux de CO2 sources et puits en utilisant la modélisation inverse (voir Figure 2.5). Des articles rédigés par des scientifiques de l'atmosphère, des océanographes, des géochimistes et des écologistes ont exploré cette méthodologie et établi efficacement l'existence d'un CO2 couler dans les écosystèmes terrestres de l'hémisphère nord. Les premières publications décrivant le puits de l'hémisphère nord ont galvanisé les écologistes qui avaient auparavant trouvé que le problème du puits manquant était mal posé pour la recherche empirique. Ainsi, le travail inverse initial a conduit à l'initiation, la modification et le réexamen de nombreuses études. 62

Les travaux sur les mécanismes biologiques sous-jacents à un puits terrestre ont également montré un caractère interdisciplinaire remarquable et croissant. L'effet du CO2 sur la photosynthèse, connue depuis longtemps par des études en laboratoire, a été proposée comme explication de l'absorption écologique supplémentaire de CO2. Les premiers travaux ont été en grande partie

FIGURE 2.5 CO atmosphérique observé2 concentrations sur les sites du réseau de flacons NOAA/GMCC. Les barres d'erreur représentent 1 ET des moyennes annuelles à chaque site après ajustement à 1987. La courbe (a) est un polynôme cubique ajusté aux données. Les distributions de concentration sur les sites NOAA/GMCC ont également été calculées avec les champs de transport NASA/GISS/General Circulation Model. Les autres courbes sont des ajustements polynomiaux au CO calculé2 distributions (non illustrées) avec les émissions de combustibles fossiles, la végétation saisonnière (pas de source ou de puits annuels nets), la déforestation tropicale de 0,3 Gt de C par an et trois cas différents d'absorption océanique : (b) la compilation de CO2 absorption basée sur le &moins&Psi CO2 données et coefficients de transfert empiriques (c) CO2 absorption basée sur le même &moins&Psi CO2 carte mais calculée avec la relation de Liss-Merivat pour les échanges air-mer (d) une estimation antérieure de l'absorption océanique totalisant 2,6 Gt de C par an. SOURCE : Tans et al. (1990). Avec l'aimable autorisation de l'Association américaine pour l'avancement des sciences.

menée par des écologistes et des agronomes à orientation physiologique et axée sur les effets du CO2 sur la photosynthèse, secondairement sur la croissance des plantes, et en plus sur les conséquences écosystémiques de l'augmentation du CO2 prise. Bien qu'il y ait eu un scepticisme généralisé quant au fait que la productivité terrestre était limitée par la disponibilité du carbone, de nombreux écologistes pensaient que l'accumulation de carbone était principalement limitée en éléments nutritifs et la plupart des premières recherches se sont concentrées sur les effets physiologiques initiaux de l'augmentation du CO2.

Au milieu des années 90, l'idée que les effets physiologiques de l'augmentation du CO2 pourrait être modulé par la disponibilité de l'azote est devenu largement accepté. 63 L'argument est qu'à mesure que la matière organique s'accumule en réponse à l'augmentation du CO2 l'azote associé est séquestré à partir de la piscine à cycle actif qui soutient la croissance des plantes. 64 En tant que CO2 la fertilisation progresse, la capacité des plantes et des sols à stocker plus de carbone devrait être de plus en plus limitée par l'azote. Bien que cela soit difficile à tester expérimentalement (parce que les effets de décennies de changement environnemental sur les bilans azotés des écosystèmes ne sont pas compris ou facilement imités expérimentalement), ses implications ont été examinées dans une série d'exercices de modélisation dont les résultats ont été comparés aux variations de l'espace et les modèles temporels du CO observé2. 65 Encore une fois, ces études ont inclus des modélisateurs du transport atmosphérique, des géochimistes, des écologistes et, de plus en plus, des chimistes atmosphériques. Cet ensemble de travaux interdisciplinaires a montré, tout d'abord, qu'il est difficile de rendre compte de plus d'une fraction du puits manquant (30 à 70 %) basé sur le CO2 la fertilisation seule et, deuxièmement, que les changements dans le cycle saisonnier du CO2 au cours des dernières décennies ne sont pas compatibles avec le CO2 la fertilisation étant le seul mécanisme de l'évier manquant. 66

Avec la nouvelle prise de conscience que les nutriments peuvent contrôler le cycle du carbone, plusieurs chercheurs ont montré que l'augmentation de la pollution azotée anthropique pourrait provoquer un puits terrestre substantiel de CO2. L'ampleur de ce puits dépendrait de la distribution spatiale de la pollution, de la fraction de zones où la pollution par l'azote est suffisamment grave pour réduire la productivité et du devenir de l'azote dans les écosystèmes. 67 Le puits entraîné par l'azote pourrait expliquer certaines des différences spatiales et temporelles entre l'absorption terrestre estimée et le CO modélisé.2 effets.

La dernière décennie de recherche sur le cycle du carbone a donné un panorama de réalisations scientifiques extraordinaires, et pourtant, des défis de taille demeurent. L'identification des régions source et puits, et les contrôles de ces systèmes, est un problème scientifique extraordinairement difficile. Cependant, c'est aussi un problème central et il faut s'y attaquer. Cette attaque peut nécessiter un plan de bataille plus intensif et coordonné que les efforts très réussis mais ponctuels des 10 dernières années.

Modélisation des écosystèmes à plusieurs niveaux d'organisation biologique

Les premiers modèles de biogéochimie terrestre regroupaient le biote terrestre en un petit nombre de compartiments, définis comme vivants et morts et caractérisés par des temps de renouvellement. Même les biomes majeurs n'étaient pas toujours distingués. Les effets des changements dans la répartition de la végétation (amplement documentés dans le paleorecord) n'ont pas été pris en compte. La façon dont les modèles écosystémiques traitent le biote a considérablement changé au cours de la dernière décennie. Il est maintenant largement reconnu que les différences fonctionnelles entre les types de végétation influencent les processus écosystémiques. Il est également reconnu que différents types de végétation sont utilisés différemment par les humains. Ces différences par rapport aux humains ne sont pas correctement indexées par la productivité primaire nette (NPP), par exemple, de nombreux parcours de l'ouest des États-Unis ont des NPP similaires à

forêts de montagne, pourtant ces systèmes sont difficilement interchangeables. Les modèles contemporains intègrent une quantité substantielle d'informations sur les espèces ou les attributs de forme de croissance et simulent un comportement qui diffère face à des stress similaires en fonction des propriétés biotiques et édaphiques. 68 Bien que la connaissance du lien entre la dynamique fonctionnelle (carbone, eau et nutriments) et les processus population-communauté en soit à ses balbutiements à l'échelle mondiale, elle est largement considérée comme le prochain défi majeur. Un article influent, bien que très simplifié, a suggéré que les changements futurs du stockage du carbone dans l'écosystème mondial seront dominés par les processus de mortalité, de recrutement et de taux de migration ou de récupération des populations. 69

L'importance de considérer les processus à travers les niveaux biologiques d'organisation a été soulignée par une récente collaboration internationale à grande échelle, le projet de modélisation et d'analyse de la végétation et des écosystèmes. 70 VEMAP a comparé des modèles de biogéochimie et de biogéographie pour les États-Unis contigus sous des climats futurs simulés par un modèle de circulation générale (MCG) (le climat actuel est défini opérationnellement comme la moyenne au cours des dernières décennies). Le projet couvrait trois modèles de biogéochimie et trois modèles de biogéographie (répartition des types de végétation), développés par des groupes de premier plan des États-Unis et d'Europe. Le projet a été structuré comme une analyse de sensibilité, en utilisant des combinaisons factorielles de climat (à partir de trois MCG) et de CO direct2 effets (les simulations ont été faites à 350 et 700 parties par million en volume de CO2). Simulations de biogéochimie (NPP, stockage de carbone, renouvellement d'azote) avec climat et CO2 changement ont également été menées, en utilisant la végétation naturelle potentielle et les distributions de végétation des trois modèles biogéographiques. VEMAP a été motivé par le désir de plusieurs écologistes et bailleurs de fonds d'avoir des résultats de modélisation écologique de pointe pour la contribution au rapport de 1995 du Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat (GIEC). Les phases initiales du VEMAP ont été menées selon un calendrier accéléré pour permettre la publication des résultats avant les échéances du GIEC.

Bien qu'il y ait eu plusieurs études d'intercomparaison des modèles d'écosystème, 71 VEMAP était unique en reliant les processus biogéochimiques et biogéographiques. VEMAP a également grandement contribué au développement de bases de données d'entrée et de protocoles de modélisation cohérents, permettant à la fois la validation des modèles et leurs comparaisons rigoureuses. Le groupe de données VEMAP a fourni une &ldquobioclimatologie &rdquo du domaine, qui comprenait l'ajustement des données pour tenir compte des effets topographiques de l'altitude et des ombres de pluie et la suite complète de variables nécessaires comme entrée pour les modèles biologiques (température, précipitations, vitesse du vent, rayonnement, et humidité). La suite de variables climatiques a été interpolée pour préserver la cohérence physique entre les variables (par exemple, les jours ensoleillés et pluvieux sont représentés) et a été fournie à des pas de temps mensuels et quotidiens cohérents. Les données climatiques ont été corrélées à une carte de la végétation naturelle potentielle agrégée en classes cohérentes avec les six modèles et aux informations sur les propriétés du sol. Les scénarios climatiques du MCG ont ensuite été fournis sous forme de changements par rapport à la climatologie de base. La base de données a ainsi fourni un &ldquolevel playing field&rdquo qui a permis aux différences intermodèles d'émerger clairement. Dans la plupart des autres études d'intercomparaison, les différences de

les données d'entrée utilisées pour différents modèles ont brouillé l'interprétation des différences de modèle à modèle.

Les premières publications du VEMAP décrivaient l'étude et présentaient les principaux résultats sur les impacts du changement climatique en tant que contribution au GIEC. 72 Les auteurs ont rapporté que le CO2 les augmentations seules (sans changement climatique) ont causé des effets modestes sur la centrale nucléaire et le stockage du carbone, avec des effets potentiels au niveau des feuilles de 30 à 40 pour cent sur la centrale nucléaire dans tous les modèles réduits à moins de 10 pour cent par les rétroactions au niveau de l'écosystème via le cycle de l'azote et de l'eau disponibilité (voir tableau 2.2). Réponses modélisées au changement climatique et à l'évolution du CO2 ensemble étaient généralement plus grands mais plus variables que le CO2 seul. Les réponses ont été amplifiées car des conditions plus chaudes ont accéléré les cycles N du modèle, réduisant la limitation de N de l'accumulation de carbone qui s'est produite dans les simulations de CO doublé2 seul. Lorsque le changement biotique a été inclus en liant les projections de redistribution de la végétation aux modèles biogéochimiques, les effets sont devenus plus importants encore et plus variables, certains modèles montrant des effets de signe opposé, en fonction de la combinaison du scénario climatique, du scénario de végétation et des modèles utilisés. Alors que les modèles s'accordaient sur les stocks et les flux actuels, leurs réponses aux changements environnementaux étaient variables. Au fur et à mesure que des perturbations environnementales supplémentaires ont été ajoutées à l'étude, les différences entre les modèles dans le cycle du carbone ont augmenté. Dans la première expérience, les réponses au CO2 augmentation seule ont été modélisés puis CO2 ainsi que les changements climatiques ont été examinés. Enfin, les effets du CO2 et le climat sur la répartition de la végétation et les effets des trois facteurs (CO2, climat et biogéographie) sur les stocks et les flux de carbone ont été évalués. Au fur et à mesure que ces facteurs supplémentaires ont été ajoutés à l'expérience, les différences de prédictions entre les modèles ont augmenté. Malgré ce résultat non inattendu, tous les modèles biogéochimiques ont montré que le cycle de l'azote influençait la sensibilité du cycle du carbone au CO2 et le climat. 73

Le paradoxe de VEMAP&mdash que les modèles s'accordaient sur la centrale nucléaire et le stockage du carbone dans les conditions actuelles mais simulaient un comportement divergent dans des conditions modifiées&mdashed à une analyse détaillée des mécanismes du modèle. 74 L'analyse a montré que, bien que les modèles s'accordaient sur la moyenne continentale de la PPN et des stocks de carbone (voir le tableau 2.2), ils n'étaient pas d'accord sur les modèles spatiaux au sein des types de végétation et, plus fondamentalement, prédisaient différentes relations de la PPN et de la décomposition avec les éléments nutritifs et les contrôles biophysiques. 75 La sensibilité spatiale différente de la centrale nucléaire à la régulation de l'eau par rapport à la régulation des éléments nutritifs était un prédicteur clair de la réponse aux changements dans les conditions climatiques modélisées. Les modèles qui avaient une sensibilité élevée à l'évapotranspiration (et donc aux effets climatiques directs) par rapport à la limitation des nutriments se sont comportés différemment dans des conditions climatiques modifiées que les modèles avec la sensibilité opposée. Les études de validation menées jusqu'à présent fournissent des informations claires sur les raisons pour lesquelles les modèles diffèrent et sur les données et les expériences nécessaires pour établir le mécanisme correct. 76 Les efforts pour tester les modèles VEMAP sont coordonnés avec les réseaux américains et IGBP de CO2 expériences de fertilisation et études de flux de la canopée.

L'intercomparaison VEMAP a obligé les groupes de modélisation à se mettre d'accord sur un âge commun pour les peuplements forestiers afin d'éviter que les différences d'âge des peuplements ne soient confondues.


Un nouveau modèle pour les maladies infectieuses pourrait mieux prédire les futures pandémies

L'augmentation des interactions homme-animal entraîne l'émergence et la propagation d'agents pathogènes zoonotiques, qui sont à l'origine d'environ 75 % des maladies infectieuses affectant la santé humaine. Sur cette photographie, des zèbres sauvages paissent aux côtés d'un éleveur et de vaches au Kenya. Crédit : James Hassell/Smithsonian

Au milieu d'une pandémie mondiale dévastatrice d'origine faunique et avec de futures retombées imminentes alors que les humains continuent d'être en contact plus étroit avec la faune, les modèles de maladies infectieuses qui prennent en compte tous les contextes écologiques et anthropologiques de la transmission des maladies sont essentiels à la santé de toute vie . Les modèles existants sont limités dans leur capacité à prédire l'émergence des maladies, car ils prennent rarement en compte la dynamique des hôtes et des écosystèmes à partir desquels les pandémies émergent.

Publié le 17 mai dans Écologie et évolution de la nature, les scientifiques et partenaires du Smithsonian fournissent un cadre pour une nouvelle approche de modélisation des maladies infectieuses. Il adapte des méthodes établies développées pour étudier les systèmes naturels de la planète, y compris le changement climatique, la circulation océanique et la croissance des forêts, et les applique aux parasites et aux agents pathogènes qui causent des maladies.

L'augmentation des interactions homme-animal conduit à l'émergence et à la propagation d'agents pathogènes zoonotiques, qui sont à l'origine d'environ 75 % des maladies infectieuses affectant la santé humaine. Prédire où, comment et quand les humains et les animaux sont menacés par les agents pathogènes émergents – et les meilleures façons de gérer cela – reste un défi important. Les risques de débordement comprennent, sans s'y limiter, l'empiètement sur l'habitat, le commerce illégal d'espèces sauvages et la consommation de viande de brousse.

Malgré des progrès incroyables dans la compréhension du mode de transmission des maladies infectieuses, les modèles sur lesquels reposent ces efforts ont une portée relativement limitée, se concentrant sur des agents pathogènes spécifiques et négligeant souvent la manière dont les agents pathogènes interagissent au sein de leurs hôtes. Alors que les scientifiques et les organisations de santé mondiale consacrent beaucoup d'efforts à l'étude de la diversité des organismes pathogènes, les modèles existants ne lient pas cette diversité à leurs rôles au sein des écosystèmes.

"Tout comme un mécanicien doit comprendre comment les composants d'une voiture interagissent et comment ils ont été conçus pour améliorer les performances, il en va de même pour notre capacité à modéliser les maladies infectieuses", a déclaré le premier auteur, le Dr James Hassell, vétérinaire de la faune, épidémiologiste et famille Keller. Skorton Scholar pour le programme de santé mondiale du Smithsonian Conservation Biology Institute (SCBI). « Appliquer une réflexion au niveau des systèmes pour prévoir l'émergence des maladies nécessite un changement fondamental dans la façon dont nous conceptualisons les maladies infectieuses. Cela présente des défis importants, mais dans cet article, nous expliquons pourquoi ils ne sont pas insurmontables. Lorsque vous évaluez le coût de la prévention par rapport à celui de la remédiation, l'investissement dans notre santé mondiale commune, en particulier les liens entre la nature et la santé humaine, est vital."

Les chercheurs affirment que ce nouveau modèle nécessitera une expertise et une collaboration dans des domaines tels que la médecine vétérinaire et humaine, l'écologie des maladies, la conservation de la biodiversité, la biotechnologie et l'anthropologie.

"La maladie et la santé sont principalement considérées comme une construction humaine et le rôle que joue l'environnement dans la maladie est souvent négligé", a déclaré Yvonne-Marie Linton, directrice de recherche pour l'unité de biosystématique Walter Reed pour le musée national d'histoire naturelle du Smithsonian et l'armée Walter Reed. Institut de Recherche. « La santé d'autres organismes, des parasites et insectes aux oiseaux et organismes aquatiques, peut altérer la structure des écosystèmes. Ce que nous proposons est une nouvelle approche pour modéliser les maladies infectieuses qui circulent dans la nature, qui permettrait aux scientifiques de simuler la comportement de ces agents pathogènes dans les populations d'animaux sauvages, comment ils réagissent aux activités humaines et mieux déterminer le risque qu'ils représentent pour l'homme.

Les modèles écosystémiques généraux sont essentiellement des modèles complexes qui peuvent prédire comment les chaînes alimentaires sont assemblées - les processus de transfert d'énergie entre les plantes et les animaux sont ce qui structure les écosystèmes - et déterminent les plantes et les animaux qui composent un écosystème. Avec la nouvelle version, les modèles généraux "d'épisystème", les auteurs de l'article décrivent un cadre pour l'intégration des agents pathogènes (y compris les parasites, les virus et les bactéries) dans ces modèles. En identifiant des règles générales sur la façon dont les chaînes alimentaires qui incluent des entités pathologiques sont structurées, il devrait être possible de prédire les types d'agents pathogènes qui sont présents dans un écosystème donné. Cela permettrait aux scientifiques de mieux comprendre les caractéristiques d'un écosystème (telles que les perturbations) qui le rendraient plus susceptible de contenir des agents pathogènes zoonotiques, de prédire la menace qu'il représente pour les personnes qui interagissent avec cet écosystème et même de permettre la simulation informatique et le test d'interventions visant à réduire ces menaces.

Bien que la quantité de données qui seraient nécessaires pour créer ces modèles soit intimidante, les études à long terme d'écosystèmes intacts où des données sur les parasites ont été collectées sont d'excellents endroits pour lancer ces études. Les efforts pour les affiner plus largement pourraient alors tirer parti d'études écologiques à grande échelle qui couvrent des continents tels que les programmes ForestGEO et MarineGEO du Smithsonian.

Les impacts potentiels de ce nouveau modèle vont au-delà de la réduction de l'interface humaine pour le débordement de la maladie, à l'économie. "Vous pouvez utiliser cette nouvelle approche non seulement pour examiner les maladies humaines, mais également pour rechercher la meilleure façon de pratiquer l'aquaculture ou d'élever du bétail en bonne santé", a déclaré Katrina M. Pagenkopp Lohan, écologiste des maladies marines au Smithsonian Environmental Research Center. . « Si vous réintroduisez une espèce dans la nature, à quoi avez-vous besoin que cet écosystème ressemble pour réussir ? Nous pourrions en fait modéliser cela. C'est époustouflant.

Le coût d'une telle nouvelle approche est considérable, disent les chercheurs, et nécessitera la coopération et l'engagement mondiaux des scientifiques, des communautés, des organisations non gouvernementales et des nations. À l'ère des mégadonnées et des avancées technologiques massives, ce type d'approche est réalisable mais nécessite une collecte, un partage et des tests de données améliorés à des échelles bien plus importantes qu'actuellement.


Concepts écosystémiques pour la mariculture durable des bivalves (2010)

L'aquaculture est le secteur de production alimentaire qui connaît la croissance la plus rapide au monde et, combinée à des programmes de reconstitution des stocks et à une gestion améliorée, fournit un moyen de combler l'écart croissant entre la demande des consommateurs et la production de fruits de mer des pêches de capture traditionnelles (Duarte et al., 2009). De nombreuses espèces de bivalves sont maintenant élevées en élevage. La mariculture de bivalves est en expansion dans le monde (Howlett et Rayner, 2004), représentant environ 27 % de la production aquacole totale et environ 13 % du total des poissons produits pour la consommation humaine dans le monde en 2006 (Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture , 2009). Des modifications environnementales ont été documentées dans les zones d'élevage de mollusques (par exemple, Raillard et Mánesguen, 1994 Christensen et al., 2003 Kurlansky, 2007), dont la plupart résultent de la capacité des espèces de bivalves cultivées à filtrer de grands volumes et à extraire le phytoplancton, les particules les détritus et les particules inorganiques pour excréter de grandes quantités d'ammoniac et déposer de grandes quantités de matière organique digérée (fèces) et non digérée (pseudofèces) sur le fond marin. L'enrichissement benthique local et l'épuisement de l'oxygène sont les impacts les plus apparents de l'élevage de bivalves et ont généralement reçu le plus d'attention.

L'expansion de la mariculture des bivalves et l'augmentation de la sensibilisation à l'environnement ont encouragé une perspective plus écosystémique pour la gestion et le développement de la culture des bivalves. Par exemple, la polyculture ou l'aquaculture intégrée est une tendance croissante qui considère l'écosystème dans son ensemble et permet la culture en un seul endroit de plusieurs espèces qui sont vraisemblablement liées en synergie (Encadré 5.1). Un écosystème

Polyculture et approches écosystémiques

Comme pour les systèmes d'agriculture terrestre, il existe un potentiel de synergie entre la co-culture d'animaux et de plantes dans les systèmes de polyculture marine ou d'« aquaculture intégrée ». La mariculture de mollusques et de poissons produit des sous-produits potentiellement précieux, qui peuvent être récupérés sous forme de nutriments et d'énergie pour l'aquaculture extractive d'algues, fournissant une bioatténuation et produisant également des cultures supplémentaires et précieuses dans les mêmes zones louées. , 2001). La diversification trophique peut être augmentée en ajoutant des organismes de niveau trophique inférieur à ce mélange pour équilibrer les fonctions de l'écosystème et augmenter encore le nombre de cultures à valeur ajoutée.

L'Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture a élaboré des directives pour une approche écosystémique de la mariculture (Soto et al., 2008), qui peuvent être utilisées pour concevoir des « écosystèmes aquacoles » (Costa-Pierce, 2002). Cependant, parmi les nombreuses itérations des options d'aquaculture marine intégrée examinées par Costa-Pierce (2008), il existe peu d'exemples de modèles réussis développés entre les cultures de mollusques et les algues d'importance commerciale, telles que Laminaire saccharine, Porphyra purpurea, et Palmaria palmata. Chopin et al. (1999) propose que l'intégration P. purpurea dans la mariculture pourrait être une méthode importante pour la bioremédiation et la diversification. P. purpurea nécessite une disponibilité constante de nutriments de haute qualité, de sorte que la culture à proximité des cages à saumon permettrait de réduire l'épuisement des nutriments, et une récolte fréquente permet l'élimination constante de quantités importantes de nutriments des eaux côtières et la production d'algues de valeur commerciale. Avantages similaires de l'intégration de la culture de P. purpurée avec des mollusques serait à prévoir.

Les exemples les plus avancés d'aquaculture intégrée complexe mise en œuvre au niveau commercial viennent de Corée et de Chine (Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture, 1989 Chung et al., 2008). Un large éventail de mollusques est cultivé commercialement avec des poissons et des invertébrés en Corée, et en Chine, les deux principaux types de systèmes intégrés d'algues et de mollusques impliquent L. saccharina aux moules ou aux pétoncles (Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture

Cette perspective a conduit à l'élaboration d'outils d'évaluation pronostique des sites et d'indicateurs pratiques de performance des écosystèmes. La nécessité de comprendre et de prédire la réponse des processus écosystémiques interdépendants et de déterminer les conséquences de ceux-ci pour la gestion et les décisions commerciales a entraîné l'émergence de la modélisation écosystémique comme un outil important pour la gestion de la mariculture des bivalves.

QU'EST-CE QUE LA CAPACITÉ DE TRANSPORT ?

Les définitions suivantes sont basées sur des travaux réalisés par d'autres (Inglis, 2000 McKindsey et al., 2006b) :

Nations Unies, 1989). L. saccharina est cultivé sur des radeaux avec des moules dans des systèmes verticaux et horizontaux et fournit de l'ombre, crée des zones abritées moins vulnérables aux courants, libère de l'oxygène comme sous-produit de la photosynthèse et améliore généralement la qualité de l'eau. À leur tour, les moules produisent des sous-produits métaboliques, en particulier du N, du P et du CO dissous.2, qui fournissent des nutriments aux L. saccharina. Dans la méthode la plus simple d'aquaculture intégrée, des radeaux de cordes d'algues et de cordes de moules alternées sont suspendus verticalement à une corde de radeau flottante. Cette méthode est également utilisée en Chine pour élever d'autres espèces marines en conjonction avec L. saccharina, comme les pétoncles, qui sont suspendus dans des cages cylindriques en filet d'environ 40 cm de diamètre et 1 m de long. L. saccharina les rendements de ces systèmes intégrés par rapport à la monoculture étaient 23&ndash35% plus élevés, et les valeurs marchandes étaient 27&ndash31% plus élevées. L. saccharina produit en aquaculture intégrée était de meilleure qualité qu'en monoculture la proportion de "produit de première classe" est passée de 59% en monoculture à 74% et 80% dans les systèmes intégrés. La production et la valeur marchande des moules se sont améliorées de 19 % par rapport à la monoculture de moules. Les systèmes d'aquaculture intégrée ont enregistré une augmentation de 58 % des revenus du marché par rapport à L. saccharina monoculture utilisant des installations de production identiques (Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture, 1989).

Les défis d'un point de vue biologique, environnemental, économique, technologique, technique, réglementaire et sociétal sont nombreux. Les espèces extractives appropriées doivent être sélectionnées en fonction de leur biologie, de leurs méthodes de culture et de leur technologie de récolte et adaptées aux conditions locales. Des marchés de grande valeur devront être trouvés pour ces espèces pour justifier leur culture, et les algues auront probablement une valeur totale inférieure à celle des mollusques (Chopin, 2008). La culture de plusieurs espèces oblige les agriculteurs aquatiques à développer des « ensembles de compétences » supplémentaires, car l'élevage de mollusques et d'algues, par exemple, sont des activités complètement différentes. Il y a aussi des problèmes avec les autorités de délivrance des permis et de réglementation. La planification multi-spatiale des océans et la « cogestion multi-fonctionnelle » (Chopin, 2008) sont nécessaires dans de tels cas pour aider à définir la gestion des usages multiples.

Capacité de charge physique&mdashla superficie totale des fermes marines pouvant être hébergées dans l'espace physique disponible.

Capacité de production&mdashla densité de peuplement (celle à laquelle les niveaux de production sont maximisés) qui fournit le rendement économique maximal (c'est-à-dire le niveau de production économiquement &ldquooptimisé&rdquo de l'espèce cible).

Capacité de charge écologique&mdashla densité de peuplement ou d'exploitation au-dessus de laquelle &ldquo des impacts écologiques inacceptables» commencent à se manifester. D'un point de vue pratique, ce processus commence par la définition des composants d'intérêt (par exemple, les espèces, les habitats) et les niveaux de changement acceptables pour chacun d'entre eux.

Capacité de charge sociale&mdashle niveau de développement agricole qui entraîne des impacts sociaux inacceptables.

Un objectif de la gestion de la mariculture est d'estimer la capacité d'une zone à soutenir les espèces cultivées (c'est-à-dire de déterminer la capacité de charge d'un système). La capacité de charge du système peut être définie en termes d'environnement physique, d'état écologique d'un système, de rendement de production ou de tolérance des structures sociales et culturelles locales (McKindsey et al., 2006b). L'estimation de la capacité de charge du système s'est largement concentrée sur l'identification de la capacité de charge de production, qui est le rendement économique durable maximal de la culture qui peut être produit dans une région (voir les citations dans McKindsey et al., [2006b]). Cependant, l'estimation de la capacité de charge évolue rapidement, passant d'une concentration sur la maximisation de la production de la mariculture à une approche de gestion écosystémique (EBM) axée sur la garantie de l'intégrité écologique et de la résilience de l'écosystème dans lequel la mariculture est ancrée. Ce développement fait suite à l'évolution de la gestion des pêches vers l'EBM pour remplacer les approches traditionnelles basées sur la tentative de maximiser les rendements d'une seule espèce.

La capacité de charge écologique est généralement définie comme le niveau de mariculture qui peut être soutenu sans entraîner de changements importants dans les processus écologiques, les espèces, les populations ou les communautés dans l'environnement de croissance. Au niveau de l'écosystème, les écologistes ont défini cette propriété comme l'intégrité ou la résilience, c'est-à-dire la capacité à maintenir des modèles, une structure et une organisation fonctionnelle caractéristiques comparables à ceux d'écosystèmes similaires non perturbés de la région. Le développement d'indicateurs et de modèles de capacité de charge écologique est relativement nouveau mais a le potentiel d'alimenter les systèmes EBM, qui à leur tour soutiendraient les idéaux et les objectifs de l'approche écosystémique de la gestion de la mariculture. La capacité de prédire la capacité de charge écologique est cruciale pour évaluer l'impact du développement et de l'expansion des opérations de mariculture de bivalves à grande échelle et aide également à l'identification d'indicateurs et de mesures appropriés qui permettent de déterminer les normes de performance. Pour approfondir la base scientifique de l'estimation de la capacité de charge écologique, des groupes de travail sur la mariculture sous les auspices du Conseil international pour l'exploration de la mer (2008) ont recommandé de combler les lacunes d'information suivantes :

Élaboration de lignes directrices visant à définir un impact écologique « inacceptable » sur la base de considérations théoriques et socio-économiques, et identification des limites critiques (c.

perturbation du système justifiant des actions de gestion. (Le concept de capacité de charge sociale, qui guiderait une grande partie de ce travail.)

Recherche sur le développement, la valeur et l'application de modèles écologiques prédictifs des systèmes de conchyliculture [mariculture].

Observations de séries chronologiques des réponses écologiques au développement [mariculture] des mollusques.

Facteurs propres au site affectant la capacité de charge écologique.

Orientation pour les scientifiques des parties prenantes (par exemple, les gestionnaires de l'habitat et de la ferme et les organisations non gouvernementales) sur les [composantes de l'écosystème] potentielles qui doivent être évaluées dans le cadre d'évaluations impartiales de la capacité de charge écologique.

Discussion sur la façon dont les modèles de systèmes [mariculturels] complètent l'approche écosystémique de la gestion marine. (Conseil international pour l'exploration de la mer, 2008)

L'estimation de la capacité de charge est faussée par le fait que la mariculture de bivalves peut avoir un impact sur le système à la fois en consommant (phytoplancton) et en produisant (nutriments recyclés et biodépôts) avec les impacts concomitants des deux (Gibbs, 2007). La mariculture de bivalves domine le flux énergétique d'un système marin lorsque le phytoplancton consommé par la population totale de mollusques d'élevage dépasse le taux de reproduction combiné et le taux de reconstitution des marées du phytoplancton dans ce système (Dame et Prins, 1998). Ainsi, il faut être prudent dans l'attribution de la cause du changement et la répartition des impacts entre l'activité de la ferme de mollusques et d'autres activités en cours dans le système pour estimer la capacité de charge écologique. De plus, il est important de faire la distinction entre la capacité de charge écologique et une estimation de la capacité de charge qui pourrait être le résultat des commentaires des parties prenantes (capacité de charge sociale), qui peut également inclure des considérations sur ce qui pourrait être un impact acceptable sur la fonction écologique d'un système. . Pour définir clairement la capacité de charge écologique, il est essentiel d'identifier les indicateurs de pertinence et de faire la distinction entre une gestion basée sur des indicateurs ou des seuils par opposition à une gestion uniquement par modélisation prédictive.

L'élaboration d'un plan de gestion durable à long terme est difficile, mais les progrès récents dans la mesure, la modélisation et l'application des estimations de la capacité de charge fournissent quelques indications. La modélisation de la capacité de charge écologique avec les commentaires des parties prenantes du système est prometteuse, mais en raison de sa nouveauté, elle est également la moins comprise et la moins pratiquée. En fin de compte, il sera important de quantifier les valeurs présentées par les parties prenantes dans un effort scientifique afin de déterminer les limites appropriées à la mariculture de bivalves dans les eaux locales.

MODÈLES DE PORTÉE

Les modèles qui ont été générés pour évaluer la capacité de charge liée à la mariculture de bivalves sont divers et vont de simples modèles de bilan massique à des modèles couplés de circulation, écologiques et économiques (tableau 5.1). Bon nombre des modèles disponibles estiment la capacité d'un système à soutenir une seule espèce, classent le risque relatif des activités d'élevage dans différents contextes ou optimisent les rendements de mollusques pour une zone donnée. Les modèles récents prennent en compte les impacts potentiels de l'élimination du phytoplancton par un bivalve filtrant ou une communauté de bivalves, et certains tentent d'inclure les effets sur les espèces apparentées telles que les algues, qui sont pertinents pour le flux d'énergie du système et la stabilité écologique du réseau trophique marin. Les cadres de modélisation et les données à l'appui ont évolué au cours des 10 et 15 dernières années au point de fournir des orientations pour le développement des fermes de mollusques, leur gestion et les effets économiques potentiels de la mariculture de bivalves (tableau 5.1).

Les modèles de capacité de charge fournissent des informations sur les interactions entre la production et la capacité de charge écologique (par exemple, Jiang et Gibbs, 2005) et les conséquences de ces informations pour les systèmes de mariculture de bivalves (par exemple, Ferreira et al., 2009). La capacité de charge de production est généralement plus élevée car elle n'inclut pas les rétroactions et les interactions du flux d'énergie dans le réseau trophique global et le déplacement potentiel des populations endémiques par les espèces cultivées. Les prédictions basées sur un modèle des réponses d'un système de mytiliculture à grande échelle (Jiang et Gibbs, 2005) incluent une diminution du niveau trophique moyen de l'écosystème avec une augmentation du rendement total et un débit énergétique plus efficace via les bivalves filtrants, mais avec le remplacement du zooplancton dans le réseau trophique par les moules d'élevage en tant qu'herbivores dominants.

Gibbs (2004) a développé des modèles pour déterminer les limites acceptables de la production de mariculture de bivalves dans la région de Marlborough Sounds en Nouvelle-Zélande en examinant la relation entre les fermes de bivalves et les ressources halieutiques, notant que la productivité primaire et secondaire qui fournirait de la nourriture aux espèces pêchées commercialement pourrait plutôt être détourné vers la production de bivalves et le concept mdasha proposé il y a plus de 25 ans par Lapointe et al. (1981) et Tenore et al. (1982) pour la production de moules en Espagne. Gibbs (2004) a spécifiquement considéré trois types d'interactions entre l'élevage de bivalves et la pêche : (1) les fermes de bivalves attirent ou déplacent les poissons, (2) les bivalves consomment les œufs et les larves de poisson, et (3) les réseaux trophiques sont modifiés de sorte que la production de poisson est déplacés par les bivalves d'élevage. Pour ce dernier, Gibbs (2004) a utilisé des modèles de réseau trophique pour essayer d'estimer combien la mariculture de bivalves pourrait se développer avant qu'elle ne domine le flux d'énergie dans le système marin. Jiang et Gibbs (2005) examinent en outre l'approche du réseau trophique en utilisant un modèle de bilan massique pour estimer une capacité de charge pour les bivalves d'élevage dans les baies Golden et Tasman en Nouvelle-Zélande de 310 tonnes

par km 2 par an, ce qui est considérablement plus que la capacité de charge écologique estimée de 65 tonnes par km 2 par an.

D'autres études de modélisation ont montré que la présence d'huîtres affectait principalement le phytoplancton (Grangeré et al., 2008) et les suspensivores sauvages (Cugier et al., 2008), fournissant une rétroaction directe entre l'espèce cultivée et la capacité de charge écologique d'un système. La pression de pâturage plus élevée sur le phytoplancton induite par l'ajout d'huîtres d'élevage, ainsi que la compétition trophique existant entre les filtreurs sauvages et les huîtres d'élevage, expliquent la forte diminution de la biomasse, de la production et des stocks de filtreurs sauvages du phytoplancton (Cugier et al. , 2008). Les estimations de la production fondées sur des modèles suggèrent que le stockage de bivalves pour ce système particulier dépassait la capacité de charge écologique. De même, le biodépôt des systèmes de bivalves cultivés peut affecter la capacité de charge écologique par la réduction de la biomasse et de la richesse des espèces benthiques, l'altération des flux de nutriments et la régulation des concentrations locales d'oxygène (par exemple, Weise et al., 2009 encadré 5.2). La capacité de charge écologique d'un système est le produit d'effets en champ proche (p. gamme d'échelles spatiales et temporelles qui sont pertinentes pour les processus affectant la capacité de charge écologique. Par exemple, des études de modélisation récentes (Cranford et Hargrave, 1994 Cranford et al., 2007 Grant, 2008a) réalisées à l'échelle spatiale de l'épuisement du phytoplancton donnent un aperçu des effets potentiels de l'épuisement des particules de tailles particulières provenant de la mytiliculture et mettent en évidence l'importance écologique déstabilisation qui pourrait résulter de la compétition altérée et des interactions prédateurs/proies entre les espèces résidentes. De tels modèles fourniront à l'industrie et à la direction des outils pour évaluer de manière exhaustive et efficace les effets associés aux activités d'élevage de bivalves dans un cadre EBM.

Le couplage de modèles hydrodynamiques à des modèles écologiques avec des estimations de production permet d'examiner les interactions entre la culture des mollusques, les processus du réseau trophique et les attributs physiques des systèmes. La disponibilité d'un modèle hydrodynamique tridimensionnel pour un système permet d'estimer le débit, les échanges et le temps de séjour sur plusieurs échelles spatiales et temporelles et fournit un cadre pour tester des scénarios sur les conséquences des changements de circulation sur les systèmes de mariculture bivalves. De nombreuses études ont montré l'importance d'une représentation précise de la circulation pour l'estimation de la production des systèmes de mariculture (e.g., Guyondet et al., 2005). L'expertise et les connaissances de la communauté scientifique sur les modèles de circulation se sont considérablement améliorées et des modèles communautaires existent maintenant, mais ces connaissances résident dans une communauté de scientifiques, généralement des océanographes physiques, qui n'a pas de tradition.

TABLEAU 5.1 Études représentatives qui utilisent des modèles pour estimer la capacité de charge pour la mariculture bivalve une

Écologique et productif

Écologique et productif

Écologique et productif

Populations de bivalves d'élevage et naturelles

Polyculture bivalves, pétoncles et algues

Écologique et productif

Écologique et productif

Culture de bivalves, y compris le biote total du phytoplancton aux mammifères

Écologique et productif

Moules et apports d'azote dans le bassin versant

Espèces bivalves et polyculture

Écologique, productif et social

Moules et niveaux trophiques inférieurs

Écologique et productif

Circulation couplée, production primaire et modèle de croissance des huîtres

Estimation de la capacité de production et stratégie de semis optimal

Évaluation théorique des exigences de capacité de charge minimale

Modèle de dynamique des populations

Évaluation de la production de stocks d'huîtres sur pied

Analyse inverse des flux de carbone dans les niveaux trophiques inférieurs

Évaluation des disponibilités alimentaires locales pour l'ostréiculture

Circulation bidimensionnelle couplée et modèle biogéochimique

Estimation de la capacité de charge environnementale pour le système de polyculture

Modèle de population d'huîtres et de moules

Évaluation des changements de stock sur pied et de production et des effets environnementaux

Modèles d'espèces individuelles et modèles de populations multi-cohortes

Évaluation des stratégies d'ensemencement et de récolte des stratégies de gestion de la polyculture

Estimation et comparaison de la capacité de charge écologique et productive pour l'élevage de bivalves

Budget d'azote, niveau trophique inférieur et croissance des moules

Évaluation de la production de moules sur les budgets et la dynamique de l'azote

Circulation, biogéochimie, croissance, production et eutrophisation des bivalves

Évaluation de l'emplacement de la ferme et des pratiques sur les résultats de la production et la gestion des éléments nutritifs

Modèle couplé biologique&ndashcirculation&ndashchimique

Évaluation des effets de l'épuisement alimentaire

Capacité de production et de charge sociale définie

Moules bleues et huîtres du Pacifique

Écologique, productif et social

Espèces bivalves sauvages et d'élevage

Écologique et productif

Moules, huîtres et palourdes

Écologique, productif et social

Écologique et productif

une Pour chaque étude de modélisation, les espèces d'intérêt, le type de capacité de charge estimée, l'application de simulation et l'application de gestion sont indiqués. (Les études sont classées par ordre chronologique.)

a été impliqué dans les questions de mariculture. En outre, le simple fait d'inclure des modèles hydrodynamiques ayant fait leurs preuves dans la fourniture de cadres de modélisation pour les systèmes de mariculture n'est pas suffisant, les résultats de ces modèles doivent être fournis à des échelles d'espace et de temps appropriées au contexte de l'écosystème et au système de mariculture.

La disponibilité d'un modèle hydrodynamique permet d'estimer les temps de régénération de l'oxygène et des nutriments et les temps de rinçage des systèmes stratifiés, applicables à la plupart des estuaires, qui ont une incidence sur la capacité du système à produire des bivalves et le degré d'interaction entre les bivalves d'élevage et d'autres filtres. -nourrir les organismes dans le système. Le taux auquel les eaux d'un système se mélangent affecte l'apport de nutriments, le flux de matière organique en suspension et la régénération d'oxygène (par exemple, Aure et al.,

Modèle bidimensionnel de circulation et de sédiments couplés, modèle de niveau trophique inférieur et modèle de filtration des bivalves

Évaluation de l'équilibre trophique entre espèces filtreuses cultivées et sauvages

Circulation couplée, niveau trophique inférieur, croissance individuelle des bivalves et modèles de population

Cadre intégré pour déterminer la capacité de charge durable dans les zones de culture de bivalves

Modèles de circulation couplée, de niveau trophique inférieur et de croissance des bivalves

Définir la capacité de charge et étudier les synergies avec d'autres espèces

Utilisé pour déterminer l'activité au niveau de la licence

Modèles couplés d'écosystème&ndashphysiologie&ndashcirculation et de croissance des bivalves

Évaluation de la diversité benthique et impacts sur les taux d'élimination des particules en suspension

Modèles de circulation couplée, de niveau trophique inférieur, de croissance des bivalves, de population et financiers et de profit

Cadre intégré pour simuler la récolte potentielle, les données financières clés et les impacts sur la qualité de l'eau des fermes de bivalves

Modèles couplés circulation et sédiments (DEPOMOD Cromey et al., 2002)

Dépôt spatial de dépôts de bivalves

2007 Ferreira et al., 2009). Ces facteurs ont des répercussions sur la capacité de charge écologique. L'évaluation quantitative de l'importance de ces processus écosystémiques est probablement mieux réalisée par des études de modélisation qui incluent une composante de modélisation hydrodynamique. Ces systèmes de modélisation couplés peuvent également être utilisés pour tester d'autres conceptions de systèmes de mariculture. Par exemple, un modèle couplé de circulation et d'analyse écologique a été utilisé pour évaluer l'effet de la remontée artificielle d'eaux profondes riches en nutriments sur la croissance du phytoplancton et l'augmentation potentielle de la capacité de production pour la mytiliculture (Aure et al., 2007 Grant et al., 2008b) . Les scénarios testés avec le modèle ont montré qu'un upweller artificiel pouvait maximiser la production de moules dans une région limitée et potentiellement permettre une gestion plus efficace de la production.

Dynamique des nutriments dans l'étang de Thau

La lagune de Thau sur la côte méditerranéenne de la France est une zone importante pour la culture des mollusques et, en tant que telle, a fait l'objet d'études de modélisation des mollusques et de la dynamique des nutriments. Nonobstant le fait que la lagune est un système clos et atypique des lieux de production de mariculture, sa production de mollusques à grande échelle et son accessibilité en font un système intéressant pour modéliser et tester des scénarios relatifs aux interactions entre la culture de mollusques et l'environnement. Bacher et al. (1995) postulent que l'échange vertical de matériel est important pour la mariculture et proposent que les huîtres en culture peuvent être considérées comme un puits d'azote qui stabilise le système. Mazouni et al. (1996) modélisent les flux de nutriments benthiques-pélagiques dans l'étang de Thau où la production d'ammonium mesurée était une à cinq fois plus élevée à proximité des systèmes de culture qu'à distance. Le flux d'oxygène était également plus élevé sous les cages de culture. Mazouni et al. (1996) ont également constaté que les flux de nutriments étaient plus élevés près des systèmes d'élevage et que les proportions relatives de nutriments à travers la lagune étaient influencées par la température, et ont conclu que l'excrétion des mollusques était la principale source d'ammonium utilisée par le phytoplancton par opposition à la fraction dérivée de sédiments.

Le temps de séjour ou, alternativement, le rinçage d'un système influence le degré d'échange de nutriments entre les systèmes benthique et pélagique et influence ainsi la production locale ultérieure de phytoplancton (Bacher et al., 1995 Chapelle et al., 2000 Smaal et al., 2001) . Par exemple, le modèle développé par Chapelle et al. (2000) pour la lagune de Thau indique que lors d'événements météorologiques (p.

Les cadres de modélisation qui fournissent des estimations de la capacité de charge écologique et de production comprennent des composants écosystémiques qui sont représentés dans des modèles allant de modèles simples à boîtes à des modèles entièrement spatiaux explicites (tridimensionnels). Le développement du premier type est plus facile à mettre en œuvre et peut être une première étape dans les spécifications de capacité de charge avant d'entreprendre une modélisation plus complexe. Cependant, des modèles d'écosystèmes plus détaillés et plus réalistes sont l'objectif ultime.

L'inclusion de modèles bioénergétiques et de croissance des bivalves avec des modèles couplés de circulation et d'écosystème nécessite que ces derniers soient configurés pour fournir les intrants requis, tels que l'approvisionnement alimentaire, à des échelles d'espace et de temps appropriées pour la population de bivalves (par exemple, Dekshenieks et al., 2000) ou installation de mariculture (voir le tableau 5.1 pour des exemples). Des modèles basés sur la bioénergie existent pour certaines espèces de mollusques (p.

des contrôles sur la production de mollusques. Cependant, la représentation des processus de base, tels que la filtration bivalve (par exemple, Powell et al., 1992), dans les modèles bivalves reste un sujet de recherche. De même, le choix de l'approche pour la modélisation des mollusques bivalves, la portée traditionnelle de la croissance (tableau 5.1) par rapport au bilan énergétique dynamique (par exemple, Pouvreau et al., 2006 Roslanda et al., 2009) est un enjeu important pour la recherche et guidera l'avenir développement de modèles pour estimer la capacité de charge écologique et de production des mollusques.

Alors que les efforts de modélisation ont fait progresser l'estimation de la capacité de charge des bivalves, la plupart des efforts à ce jour ont été faits pour modéliser les capacités de charge écologiques, avec peu d'attention accordée aux capacités de charge sociales. McKindsey et al. (2006b) ont développé un cadre sur la façon dont les études de capacité de charge sociale peuvent être utilisées pour calibrer les capacités de charge écologiques et encadrer un débat de société sur les impacts « acceptables » (figure 5.1). La capacité de charge sociale peut être déterminée grâce à la participation des parties prenantes et à la rétroaction qui est incorporée dans les modèles écosystémiques (McKindsey et al., 2006b Swart et van Andel, 2008).

FIGURE 5.1 ​​Types de capacités de charge identifiés dans la littérature pour les zones marines avec les méthodes utilisées pour leur détermination. Dans ce modèle, la capacité de charge sociale est utilisée de manière itérative pour déterminer les meilleures méthodes pour déterminer la capacité de charge écologique (adapté de McKindsey et al., 2006b avec la permission d'Elsevier).

Byron et al. (2008) ont développé un groupe de travail des parties prenantes, composé à la fois de scientifiques et de non-scientifiques, qui développe des modèles de bilan de masse pour déterminer les capacités de charge écologique de la mariculture de bivalves dans les lagunes côtières afin de définir ensuite les impacts « inacceptables » de la mariculture d'huîtres sur l'environnement. Le point de "changement inacceptable" est d'abord défini par le processus de modélisation, dans lequel la biomasse des bivalves cultivés est augmentée jusqu'à ce qu'il y ait un changement inacceptable dans le flux d'énergie entre les groupes (par exemple, Jiang et Gibbs, 2005), résultant en un écosystème modèle "déséquilibré". La biomasse des mollusques d'élevage à laquelle le modèle devient déséquilibré définit la limite supérieure de ce qui est acceptable&mdash la capacité de charge écologique. En supposant que la capacité de charge écologique ne sera pas dépassée (c. En ce sens, l'acceptabilité sera limitée par les estimations du modèle à sa limite supérieure (capacité de charge écologique) et par les parties prenantes à une certaine limite inférieure (capacité de charge sociale), spécifiant ainsi les limites de l'acceptabilité et soutenant les principes nouvellement développés de l'Organisation pour l'alimentation et l'agriculture. d'une approche écosystémique de la mariculture qui inclut la résilience et l'intégrité environnementales, le bien-être humain et l'équité des parties prenantes et honore les politiques et les objectifs actuels des autres secteurs (Soto et al., 2008). Par exemple, la densité de peuplement de mollusques acceptable définie par la capacité de charge écologique peut dépasser celle définie par la capacité de charge sociale. Les règlements peuvent interdire la mariculture dans les zones qui entravent la navigation ou diminuent les valeurs esthétiques, ce qui peut déterminer les limites sociétales de la zone disponible pour la mariculture des bivalves et donc la densité de peuplement. Les modèles de capacité de charge écologique ne prennent pas en compte de telles contraintes sociétales. Ce n'est que par le biais d'un processus de rétroaction (McKindsey et al., 2006b) entre la capacité de charge écologique et sociale qu'un compromis ultime peut être atteint, atténuant ainsi les conflits entre les utilisateurs.

AMÉNAGEMENT DE L'ESPACE MARIN : LOCALISATION DE NOUVEAUX OU EXPANSION DES OPÉRATIONS DE MARICULTURE ACTUELLES

La mariculture de bivalves est une activité importante aux États-Unis depuis plus de 100 ans. Par conséquent, de nombreuses fermes existantes ont été implantées bien avant que les préoccupations actuelles en matière de capacité de charge sociale et écologique discutées dans ce rapport ne soient prises en compte. Aujourd'hui, la combinaison d'une plus grande préoccupation concernant les effets écologiques, de conflits d'utilisation plus intenses avec des populations côtières croissantes et d'une plus grande demande de concessions de mollusques entraînée par des marchés croissants pour les fruits de mer oblige les gestionnaires de ressources à évaluer les opérations de mariculture existantes et à soumettre des demandes pour de nouvelles

les baux à plus de pression et d'examen minutieux. Alors que les problèmes de capacité de charge à l'échelle estuarienne-paysage sont clairement la considération de premier niveau (c. considérations, sera un outil utile pour aider à prolonger les permis pour la mariculture existante, localiser de nouvelles opérations et mettre en œuvre la gestion écosystémique de manière pratique (Arkema et al., 2006 Leslie et McLeod, 2007 Weinstein et al., 2007 Ruckelshaus et al., 2008) .

La mariculture durable et économique nécessite généralement que les bivalves soient concentrés à haute densité sur des zones importantes et que les espèces aient accès à de l'eau "propre" (c. Pour les bivalves, ces considérations suggèrent un placement dans des zones bien éloignées de la pollution industrielle (par exemple, contamination par les métaux lourds), E. coli sources, de ruissellement intense des eaux pluviales, ou là où des proliférations d'algues nuisibles sont susceptibles de se produire, bien que ces considérations n'aient pas toujours été prises en compte lors de la localisation des sites de mariculture de bivalves. Malgré les efforts des mariculteurs pour les protéger, de nombreuses fermes existantes ont progressivement perdu leur capacité de fonctionner car les perturbations anthropiques ont augmenté et compromis la qualité de l'eau (Glasoe et Christy, 2004). Les échecs de la gestion environnementale pour maintenir la qualité de l'eau pourraient représenter une violation de la disposition anti-dégradation de la Clean Water Act, selon laquelle la mariculture représente l'utilisation la plus élevée protégée par cette législation. Ces échecs de gestion résultent en grande partie de la pollution des eaux pluviales et peuvent être considérés comme une forme d'externalisation des coûts de développement (National Oceanic and Atmospheric Administration, 1992 Environmental Protection Agency, 1998 Booth et al., 2006 National Research Council, 2008). Alors que les valeurs esthétiques associées aux propriétés riveraines sont de plus en plus un problème, le facteur dit « pas dans mon jardin » (NIMBY) est entré en jeu : les propriétaires de propriétés riveraines ne veulent pas que leur point de vue soit affecté par les entreprises commerciales, poussant opérations vers des rivages marins moins habités (voir chapitre 6). Enfin, le placement loin des prédateurs potentiels des mollusques et des sites traditionnels de migration, de reproduction et d'hivernage des espèces protégées réduirait les conflits avec la gestion de la faune.

L'énigme est que ces sites « pristins » qui répondent aux exigences environnementales optimales pour l'élevage de bivalves sont plus difficiles à trouver et, s'ils existent, sont plus susceptibles d'être déjà protégés à des fins de conservation ou adjacents aux terres du parc. Un exemple est la question actuellement non résolue de savoir si une entreprise commerciale d'huîtres devrait être autorisée à continuer à Drakes Estero, une zone sauvage potentielle au sein d'un littoral national (voir National Research Council, 2009). Alors qu'une population humaine en expansion vit de plus en plus près de l'océan, les besoins en

l'excellente qualité de l'eau et la séparation de la vue du public ne deviendront que plus difficiles à atteindre, et la tentation d'un placement commercial à côté de terres et d'environnements protégés augmentera sûrement et sera soumise à la capacité de charge sociale, façonnée par la façon dont les parties prenantes aux États-Unis perçoivent les objectifs de parcs et autres lieux isolés de la présence humaine intense.

D'un point de vue écologique, des études à l'échelle du paysage dans les écosystèmes terrestres, qui ont une histoire plus longue (Lindenmayer et Fischer, 2006), ont montré que les corridors de dispersion peuvent connecter des populations autrement isolées et donc améliorer la persistance, en particulier pour les vertébrés mobiles à travers le temps (Debinski et Holt, 2000). Là où la mariculture est généralement pratiquée (dans les estuaires, les zones le long des rivages sains plus exposés et les sites océaniques proposés au large), les écosystèmes sont plus &ldquoopen&rdquo et spatialement connectés par la dispersion des larves de sorte que les préoccupations terrestres concernant les corridors et la limitation de la dispersion deviennent moins importantes (Tanner, 2005 Cole et al., 2007). Bien que les effets de la mariculture de bivalves sur cette connectivité n'aient pas été évalués à l'échelle estuarienne-paysage, ils sont en théorie moins importants pour les bivalves eux-mêmes et plus importants pour les espèces nectoniques démersales plus grandes et plus mobiles, comme les crabes et les poissons, qui peuvent bénéficier de structure à cette échelle. Les effets de la mariculture de bivalves en tant que perturbation d'autres habitats comme les herbiers (p. ex. fragmentation) et les liens entre les structures de mariculture et les structures naturelles comme les herbiers marins, les marais salés et les récifs d'huîtres (p. organismes (p. ex. Micheli et Peterson, 1999). Des études, qui à ce jour se sont concentrées sur les systèmes d'herbiers marins, suggèrent que la fragmentation augmente la lisière de l'habitat et peut en fait améliorer l'abondance et la diversité de certains crustacés et poissons décapodes, tandis que les plus grandes prairies non fragmentées contiennent une plus grande abondance d'espèces cryptiques plus petites (Salita et al., 2003 Selgrath et al., 2007 Macreadie et al., 2009). Des progrès ont été réalisés dans la cartographie des structures de mariculture de bivalves en tant qu'habitat dans certaines régions de la côte ouest à l'aide du SIG, mais les effets des changements d'habitat dus à la mariculture et la valeur fonctionnelle de ces habitats n'ont pas encore été pleinement évalués (Ward et al., 2003 Carswell et al. ., 2006 Dumbauld et al., 2009).

On rapporte que la plupart des espèces de bivalves utilisées dans les opérations de mariculture passent beaucoup de temps et se répartissent assez largement sous forme de larves planctoniques : Crassostrea gigas (10&ndash30 jours), Mytilus edulis (5&ndash7 semaines) et les panopes (18 jours) (Strathmann, 1987). La variation de la durée des larves est causée par les conditions environnementales, en particulier la température, et il a été démontré que les larves d'organismes marins sont de plus en plus retenues dans les estuaires ou se déplacent sur des distances plus courtes qu'on ne le pensait à l'origine en raison d'adaptations comportementales qui les retiennent près de leur source (Swearer et al. ., 2002 Baker et Mann, 2003 Cowen et al., 2006 Morgan et al., 2009). Ainsi


Contenu

Le terme « capital naturel » a été utilisé pour la première fois en 1973 par E.F. Schumacher dans son livre Petit est beau [7] et a été développé par Herman Daly, Robert Costanza et d'autres fondateurs de la science de l'économie écologique, dans le cadre d'une critique complète des lacunes de l'économie conventionnelle. [8] [9] Le capital naturel est un concept central de l'évaluation économique des services écosystémiques qui s'articule autour de l'idée que la vie non humaine produit des biens et des services essentiels à la vie. Ainsi, le capital naturel est essentiel à la durabilité de l'économie.

Dans une analyse économique traditionnelle des facteurs de production, le capital naturel serait généralement classé dans la catégorie « terre » distincte du « capital » traditionnel. La distinction historique entre « terre » et « capital » définissait la « terre » comme étant naturelle avec une offre fixe, tandis que le « capital », tel qu’il était défini à l’origine, ne faisait référence qu’aux biens fabriqués par l’homme. (par exemple, le géorgisme [10] [11] ) Il est cependant trompeur de considérer la "terre" comme si sa capacité de production était fixe, car le capital naturel peut être amélioré ou dégradé par les actions de l'homme au fil du temps (voir Dégradation de l'environnement) . De plus, le capital naturel produit des avantages et des biens, tels que du bois ou de la nourriture, qui peuvent être récoltés par les humains. Ces avantages sont similaires à ceux obtenus par les propriétaires de capitaux d'infrastructure qui produisent plus de biens, comme une usine qui produit des automobiles tout comme un pommier produit des pommes.

Des écologistes s'associent à des économistes pour mesurer et exprimer les valeurs de la richesse des écosystèmes afin de trouver des solutions à la crise de la biodiversité. [12] [13] [14] Certains chercheurs ont tenté de chiffrer en dollars les services écosystémiques tels que la valeur de la contribution de la forêt boréale canadienne aux services écosystémiques mondiaux. Si elle est écologiquement intacte, la forêt boréale a une valeur estimée à 3,7 billions de dollars américains. L'écosystème de la forêt boréale est l'un des grands régulateurs atmosphériques de la planète et il stocke plus de carbone que tout autre biome sur la planète. [15] La valeur annuelle des services écologiques de la forêt boréale est estimée à 93,2 milliards de dollars américains, soit 2,5 milliards de plus que la valeur annuelle de l'extraction des ressources.

La valeur économique de 17 services écosystémiques pour l'ensemble de la biosphère (calculée en 1997) a une valeur moyenne estimée à 33 000 milliards de dollars US par an. [16] Ces valeurs économiques écologiques ne sont actuellement pas incluses dans les calculs des comptes du revenu national, du PIB et elles n'ont pas d'attributs de prix car elles existent principalement en dehors des marchés mondiaux. [17] [18] La perte de capital naturel continue de s'accélérer et passe inaperçue ou ignorée par l'analyse monétaire dominante. [19]

Au sein de la communauté internationale, le principe de base n'est pas controversé, bien qu'il existe de nombreuses incertitudes quant à la meilleure façon d'évaluer les différents aspects de la santé écologique, du capital naturel et des services écosystémiques. Comptabilité globale, triple bilan, mesure du bien-être et autres propositions de réforme comptable comportent souvent des suggestions pour mesurer un « déficit écologique » ou un « déficit naturel » parallèlement à un déficit social et financier. Il est difficile de mesurer un tel déficit sans un certain accord sur les méthodes d'évaluation et d'audit d'au moins les formes globales de capital naturel (par exemple la valeur de l'air, de l'eau, du sol). [20]

Toutes les utilisations du terme différencient actuellement le capital naturel du capital artificiel ou infrastructurel d'une manière ou d'une autre. Les indicateurs adoptés par le World Conservation Monitoring Center du Programme des Nations Unies pour l'environnement et l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) pour mesurer la biodiversité naturelle utilisent le terme de manière un peu plus spécifique. Selon l'OCDE, le capital naturel est « les actifs naturels dans leur rôle de fourniture d'intrants de ressources naturelles et de services environnementaux pour la production économique » et est « généralement considéré comme comprenant trois catégories principales : les stocks de ressources naturelles, les terres et les écosystèmes ».

Le concept de « capital naturel » a également été utilisé par le projet Biosphère 2 et le modèle économique du capitalisme naturel de Paul Hawken, Amory Lovins et Hunter Lovins. Récemment, il a commencé à être utilisé par des politiciens, notamment Ralph Nader, Paul Martin Jr., et des agences du gouvernement britannique, y compris son Natural Capital Committee et le London Health Observatory.

Dans Capitalisme naturel : créer la prochaine révolution industrielle [21] l'auteur affirme que la « prochaine révolution industrielle » dépend de l'adhésion à quatre stratégies centrales : « la conservation des ressources grâce à des procédés de fabrication plus efficaces, la réutilisation des matériaux tels qu'on les trouve dans les systèmes naturels, un changement de valeurs de la quantité à qualité et investir dans le capital naturel, ou restaurer et pérenniser les ressources naturelles. [22]

En juin 2012, une « déclaration sur le capital naturel » (NCD) a été lancée lors du sommet Rio+20 qui s'est tenu au Brésil. Initiative du secteur financier mondial, elle a été signée par 40 PDG pour « intégrer les considérations de capital naturel dans les prêts, les actions, les produits à revenu fixe et les produits d'assurance, ainsi que dans les cadres de comptabilité, de divulgation et de reporting ». Ils ont travaillé avec des organisations de soutien pour développer des outils et des mesures pour intégrer les facteurs de capital naturel dans les structures commerciales existantes. [23]

En résumé, ses quatre objectifs principaux sont de :

  • Mieux comprendre la dépendance des entreprises à l'égard des actifs de capital naturel
  • Soutenir le développement d'outils pour intégrer les considérations de capital naturel dans le processus décisionnel de tous les produits et services financiers
  • Aider à construire un consensus mondial sur l'intégration du capital naturel dans la comptabilité et la prise de décision du secteur privé
  • Encourager un consensus sur le reporting intégré pour inclure le capital naturel comme l'un des éléments clés du succès d'une organisation.

En juillet 2016, la Natural Capital Coalition [24] (maintenant connue sous le nom de Capitals Coalition) a publié le Natural Capital Protocol. [25] Le Protocole fournit un cadre normalisé permettant aux organisations d'identifier, de mesurer et d'évaluer leurs impacts directs et indirects et leurs dépendances vis-à-vis du capital naturel. Le Protocole harmonise les outils et méthodologies existants et guide les organisations vers les informations dont elles ont besoin pour prendre des décisions stratégiques et opérationnelles qui incluent les impacts et les dépendances vis-à-vis du capital naturel.

Le protocole a été développé dans le cadre d'une collaboration unique entre 38 organisations qui ont signé des contrats volontaires et préconcurrentiels. Cette collaboration a été dirigée par Mark Gough, qui est maintenant le PDG de Capitals Coalition. [26]

Le protocole est disponible sous licence Creative Commons et est gratuit pour les organisations.

Les comptes économiques et environnementaux fournissent le cadre conceptuel des statistiques intégrées sur l'environnement et sa relation avec l'économie, y compris les impacts de l'économie sur l'environnement et la contribution de l'environnement à l'économie. Un ensemble cohérent d'indicateurs et de statistiques descriptives peut être dérivé des comptes qui éclairent un large éventail de politiques.

Ceux-ci incluent, mais ne sont pas limités à :

Le Système intégré de comptabilité environnementale et économique (SCEE) contient les concepts, définitions, classifications, règles comptables et tableaux normalisés internationalement reconnus pour la production de statistiques comparables au niveau international sur l'environnement et ses relations avec l'économie. Le SCEE est un système flexible dans le sens où sa mise en œuvre peut être adaptée aux situations et priorités spécifiques des pays. La coordination de la mise en œuvre du SCEE et des travaux en cours sur les nouveaux développements méthodologiques est gérée et supervisée par le Comité d'experts des Nations Unies sur la comptabilité environnementale et économique (UNCEEA). La version finale et officielle du cadre central du SCEE a été publiée en février 2014.

Certaines études envisagent un « écosystème » de capital naturel du secteur privé, comprenant des investisseurs, des actifs et des régulateurs. [27]

Alors que mesurer les composants du capital naturel dans n'importe quelle région est un processus relativement simple, à la fois la tâche et la justification de leur évaluation monétaire, ou de la valeur des biens et services qu'ils nous offrent librement, se sont avérées plus controversées. [28] Au Royaume-Uni, Gardien Le chroniqueur George Monbiot a critiqué le travail du Comité du capital naturel du gouvernement et d'autres tentatives visant à attribuer une quelconque valeur monétaire aux actifs du capital naturel ou aux services écosystémiques gratuits qu'ils nous fournissent. Dans un discours faisant référence à un rapport au gouvernement qui suggérait qu'une meilleure protection des écosystèmes d'eau douce du Royaume-Uni entraînerait une amélioration de la valeur esthétique de 700 millions de livres sterling, il a tourné en dérision les tentatives "de comparer des choses qui ne peuvent pas être directement comparées". [29] Il a poursuivi en disant :

Ces chiffres, mesdames et messieurs, sont de la marmelade. Ils sont finement râpés, bouillis en pulpe, fortement sucrés. et toujours indigeste. En d'autres termes, ils sont du charabia total.

D'autres ont défendu les efforts visant à intégrer l'évaluation du capital naturel dans la prise de décision économique locale et nationale, arguant qu'elle met l'environnement sur une base plus équilibrée lorsqu'elle est mise en balance avec d'autres pressions commerciales, et que la « évaluation » de ces actifs n'est pas la même comme monétisation. [30] [31]


Bouteille Biosphères

introduction: Il n'y a qu'une seule biosphère stable et durable à notre connaissance. C'est la Terre. Cela ne devrait pas vous surprendre que les tentatives humaines pour créer des systèmes scellés ne fonctionnent généralement pas très bien. La Station spatiale internationale, malgré les efforts pour recycler tout ce qui est possible (y compris la conversion de l'urine en eau potable - voulez-vous toujours être astronaute ?) les ordures ramenant vers la Terre. Vous savez qu'ils font de gros efforts car, si tout se passe comme prévu, il en coûte environ 10 000 $ pour mettre une livre de charge utile (fournitures) en orbite terrestre. Le projet BioSphere 2 dans le sud de l'Arizona était un effort intéressant et coûteux, mais les études originales n'étaient pas très scientifiques et il s'est avéré assez difficile de ne garder qu'une poignée d'humains en vie pendant une période de temps relativement courte. Vous pouvez acheter de minuscules écosystèmes marins scellés enfermés dans du verre. Ce sont de belles curiosités, mais celle que j'ai achetée pour ma femme a duré moins d'un an avant de s'écraser. L'une des justifications les plus folles de l'exploration spatiale est que lorsque (notez l'hypothèse d'inévitabilité) nous ruinerons la Terre, nous aurons besoin de nouveaux endroits pour vivre (et, vraisemblablement, de la ruine). À moins ou jusqu'à ce que nous puissions faire beaucoup mieux pour construire des écosystèmes autonomes, ce serait une bien meilleure utilisation de l'effort humain de se concentrer sur la préservation du seul que nous ayons. Non seulement cela, mais si nous rendons la Terre inhabitable, je ne suis pas sûr que nous méritions de vivre ailleurs. Mais le défi en lui-même est intéressant, et les questions scientifiques que vous pouvez vous poser pour comprendre, construire et essayer de maintenir un tel système sont valables. Nous allons essayer. Bonne chance! Il y a un prix Nobel dedans.

La théorie de base: Dans un système fermé, comme celui de votre bouteille, vous devrez établir un équilibre écologique pour que tous vos organismes survivent et se reproduisent. Le choix des organismes à utiliser et du nombre pour commencer est important, car, par exemple, si vous avez trop d'animaux consommant de l'oxygène et pas assez de plantes en produisant, les animaux mourront. Si vous avez trop de plantes et pas assez d'animaux qui les mangent, les plantes peuvent devenir surpeuplées et mourir. Les plantes absorbent du dioxyde de carbone (CO2) de l'air et, par un processus appelé photosynthèse, utiliser l'énergie de la lumière du soleil pour prendre ces carbones et les enchaîner pour fabriquer des sucres (nourriture végétale), libérant l'oxygène (O2) en tant que déchet. Les animaux utilisent l'oxygène dans le cadre du processus de métabolisme (libérant l'énergie de la nourriture). Les plantes et les animaux sont donc mutualistes dans le bon équilibre, ils s'entraident pour survivre car ils produisent chacun ce dont l'autre a besoin, et ils consomment chacun ce dont l'autre n'a pas besoin. (Maintenant, c'est en fait un peu plus compliqué, car les plantes ne produisent de l'oxygène que lorsqu'elles ont de la lumière, et elles consomment de l'oxygène dans l'obscurité.) Les plantes absorbent également des nutriments chimiques comme l'azote (les protéines sont principalement constituées d'azote et de carbone, donc les animaux morts enrichissent le sol pour les plantes), le phosphore et le potassium du sol par leurs racines. Les animaux consomment les plantes (ou d'autres animaux) et produisent des déchets que les bactéries décomposent en nutriments que les plantes peuvent réutiliser. L'eau est consommée à la fois par les plantes et les animaux, mais elle est également excrétée, purifiée et réutilisée. Lorsque les plantes et les animaux meurent, ils sont décomposés par des organismes décomposeurs comme les bactéries et les champignons, et les produits chimiques qui faisaient partie de leur corps sont recyclés en de nouveaux êtres vivants. Les seuls apports de l'extérieur sont la chaleur et la lumière, et l'ensemble du système devrait être capable de recycler tout le reste et d'être autosuffisant sur plusieurs générations. La terre est un écosystème autonome qui a duré des milliards d'années.

C'est un projet que j'aimerais que vous commenciez au début du semestre, afin que vous puissiez faire des observations hebdomadaires tout au long du semestre. Mais il y a un hic : une fois que vous l'avez scellé, vous ne pouvez plus le modifier. Les seules entrées autorisées dans le système sont la chaleur et la lumière. Pour commencer, lisez la suite.

Il y a beaucoup à couvrir ici. Commençons par les matériaux. Vous aurez besoin de trois ou quatre bouteilles de soda de 2 litres. Peut-être plus si vous faites des erreurs :-) J'aimerais que vous construisiez quelque chose de similaire à la colonne "TerrAqua" du site Bottle Biology, ou au PDF Building an Eco-Column, mais vous allez le sceller complètement. Pas de trous d'air ou d'autres entrées sauf lumière et chaleur. Vous pouvez utiliser soit un mastic silicone non toxique (sent le vinaigre pendant le séchage, prend environ 24 heures pour durcir complètement) ou du ruban adhésif pour sceller vos bouteilles. Nous essayons de créer un écosystème autonome qui durera un certain temps. Il est très difficile d'équilibrer les choses, mais cela peut être fait.


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