La gestion de la plupart des écosystèmes de la planète depuis le début du 20ème siècle consiste en analyses statistiques de données de récolte de chasse, dans le but d'étudier et enregistrer les populations de gibier. Entre autres, et selon le cas bien sûr, le résultats les plus importants de ces analyses peuvent produire des indices de densité (density) (density) (Grotan et al. 2005, Mysterud & Ostbye 2006, Imperio et al. 2010)), des indices d’abondance (abundance) (Cattadori et al. 2003), ainsi que des des indices de dynamique et de tendances des populations (population dynamics, trends & demographic rates) (Willebrand & Hornell 2001, Cattadori et al. 2003, Hornell 2005).
Les données qui concernent l'évolution des populations des espèces de gibier, qui sont enregistrées avec la même méthodologie depuis plusieurs années, en combinaison avec l'étude de paramètres environnementaux, sont avec leurs analyses, la clé pour la compréhension et le repérage des mécanismes qui provoquent les changements de ces populations (Royama 1992, Turchin 2003, Ranta et al. 2006, Imperio et al. 2010). Pourtant, une préoccupation basique exprimée à plusieurs reprises depuis 1970, est de savoir combien les données d'enregistrements de récoltes reflètent vraiment la situation d'une population de gibier, car il est possible de sous-estimer les densités faibles et sur-estimer les densités fortes de populations, comme résultats de changements dans l'effort de chasse (Gilpin 1973, Weinstein 1977, Winterhalder 1980, Lambin et al. 1999). La communauté scientifique internationale a cependant confirmé, à l'aide de plusieurs travaux importants la validité et l'unicité de l'utilisation de données de récolte. Bref, les travaux scientifiques publiés qui répondent à cette préoccupation, et qui en même temps prouvent la fiabilité des données de récolte, se divisent en deux axes et concernent les thèmes suivants :
Α). Premièrement, des mesures absolues de la taille d'une population ne peuvent être réalisées dans la nature, mais uniquement des estimations de cette taille (Krebs 1999). En outre, des études dans le but d'observer les changements et tendances de la population d'une espèce, autant de gibier qu'en général de populations de faune sauvage, avec des recensements directs dans la nature, pendant une longue période sont très rares (Fryxell et al. 1999, Cattadori et al. 2003). Cela arrive car le budget en combinaison avec la totalité des efforts du personnel et des moyens techniques, qui doivent être dédiés à la nature en temps et en espace, sont de taille inhibitrice et non réalisable (Lancia et al. 1994). Par conséquent, des méthodes de recensement indirect de populations sont souvent utilisées, comme l'enregistrement d'excréments, de pelotes de réjection, enregistrement par l'ouïe, enregistrement de certaines traces laissé par chaque espèce dans sa zone d'habitat, photographie de la faune sauvage par photocellule et bien sûr l'utilisation de données de récolte (Mayle et al. 2000, Welander 2000, Engeman et al. 2001, Wilson & Delahey 2001, Engeman 2005, Acevedo et al. 2006, Acevedo & Villanueva 2006, Acevedo et al. 2008; 2010). De la totalité de ces méthodes indirectes, la plus répandue, efficace et utilisée le plus souvent, pour l'étude longitudinale de la dynamique de la population des espèces de gibier, est l'utilisation de données de récolte (Cattadori et al. 2003, Acevedo et al. 2008, Ranta et al. 2008).
Cela arrive pour deux raisons. La première raison est que seuls les chasseurs exercent leur activité dans la nature depuis tellement d'années auparavant, avant même que l'étude de la faune sauvage ne commence par des scientifiques spécialisés. Ils s'activent donc comme utilisateurs de cette ressource naturelle renouvelable depuis des siècles, étant le groupe sociale le plus nombreux ayant une interaction aussi fréquente avec la nature, avec une spécialisation dans l'utilisation de cette ressource naturelle et une fiabilité certaine en ce qui concerne sa gestion. Par conséquent, les seules données de populations de gibier proviennent d'enregistrements de l'activité cynégétique de plusieurs endroits dans le monde, car la chasse est une activité légale internationalement, avec une tradition de siècles.
On indique par la suite quelques travaux scientifiques, impressionnants quant au volume de données de récolte qu'ils analysent mais aussi quant à la durée de collection de ces données : En Amérique du Nord, depuis 1918 à nos jours, à travers l'étude de récoltes de l'oie de Ross (Chen rossii), on a extrait des conclusions pour les changements de sa population, les changements de ses régions de distribution, sa reproduction, et la structure par âge de ses populations (Moser 2001). Οι πληθυσμοί του Καριμπού (Rangifer tarandus)Les populations de caribous (Rangifer tarandus) sont étudiés par leur récolte en Amérique du Nord et au Groenland depuis le début de 1900 à nos jours (Forchhammer et al. 2002), ε), alors qu'en même temps dans le sud de l'Italie, depuis 1878 à nos jours on étudie de la même manière la dynamique des populations de cinq ongulés : le daim européen (Dama dama)), le chevreuil (Capreolus capreolus), le sanglier (Sus scrofa)), le cerf élaphe (Cervus elaphus) et l'antilope Nilgaut (Boselaphus tragocamelus) (Imperio et al. 2010). Le lagopède des saules (Lagopus lagopus)est étudié en Norvège par sa récolte depuis 1940(Hornell 2005),et au Canada depuis 1930 on analyse des données de récolte pour le lynx du Canada (Lynx canadensis) et le lièvre d'Amérique (Lepus americanus) (Cattadori 2003). Le Grand Tétras (Tetrao urogallus), le tétras lyre (Tetrao tetrix) et la gélinotte (Bonasia bonasia), depuis 1960 en Finlande (Ranta et al. 2008), alors que depuis 1960 est également étudiée la population de l'eider à duvet (Somateria mollisima) au Danemark (Christensen 2005). De plus, avec des études spéciales par la récolte on a réalisé des études européennes qui ont démontré les tendances de population des certaines espèces dans tout le Paléarctique. Concrètement, on a étudié en même temps quels facteurs affectent en temps et espace la récolte du cerf (Milner et al. 2006)ainsi que la dynamique des populations de martres (Martes martes) dans tous les pays scandinaves (Helldin 2000).Les études ci-dessus sont seulement les plus importantes parmi celles réalisées dans le monde à travers la récolte et concernent les dynamiques des populations des espèces de gibier.
La deuxième raison qui fait de la méthode indirecte d'observation des populations de gibier par la récolte, la plus efficace et la plus souvent utilisée pour la réalisation d'études de dynamique de populations est sa méthodologie intègre et constante. En dehors du fait que les données de récolte sont les plus anciennes de toutes, et du point de vue du territoire elles proviennent de toutes les zones de chasse de chaque pays, en couvrant tous les habitats d'une espèce donnée, elles sont aussi enregistrées toujours avec la même méthodologie et le même effort. Les chasseurs sont d'ailleurs l'unique groupe social qui exerce sans interruption avec passion et respect son activité dans la nature, et par conséquent ils sont ceux qui peuvent fournir des données de récolte, avec une approche méthodologique de référence.
Β). Dans la première catégorie de publications scientifiques, telles qu'elles ont été référées ci-dessus, on a présenté l'unicité des données de récolte, la méthodologie stable et durable, ainsi que la raison de leur provenance géographique vaste. Le deuxième axe présente des travaux scientifiques qui prouvent que les données de récolte reflètent avec précision la situation d'une population de gibier.
Une approche strictement scientifique pour la précision d'un quelconque indice, postule que cette indice doit être corrélé linéairement avec les vraies valeurs d'abondance, de densité et de tendances d'une populations, selon le cas d'étude (Gibbs 2000, Imperio et al. 2010). D'un côté, comme il a déjà été mentionné, des enregistrements directs des populations de gibier dans la nature, mais aussi en général des populations d'espèces de faune sauvage pendant de longues périodes sont très rares (Fryxell et al. 1999, Cattadori et al. 2003). D'un autre côté, les recensements de populations durant plusieurs années qui ont été réalisés avec des observations dans la nature, conduisent aussi à la création d'indices d'abondance, de densité et de tendances de populations, sans avoir une connaissance exacte d'une population (Krebs 1999) Par conséquent, la seule façon de contrôler si les donnés de récolte reflètent la vraie situation d'une population, est de comparer les indices qui résultent de données de récolte avec des indices qui résultent d'observations directes dans la nature, en faisant bien attention à ce qu'il proviennent de la même période et zone géographique (Cattadori et al. 2003, Imperio et al. 2010).
Un travail publié au début de 2010 dans la revue scientifique Wildlife Biology (Imperio et al. 2010), fait la comparaison de données de récolte avec des recensements de populations dans la nature. Les mêmes auteurs notent qu'à niveau international il n'y a pas d'autres données de recensement de populations de grands ongulés avec des recensements directs dans la nature pour autant d'années consécutives (37 à 51 années selon chacune des 5 espèces étudiées), ainsi que des données de récolte en même temps, en dehors des leurs. Cela arrive car la région de Casterporziano dans le sud de l'Italie où l'étude a été réalisée est protégée par un régime spécial. Dans tout ce territoire on fait des recensements de populations depuis des décennies, ainsi que l'enregistrement de la récolte depuis encore plus longtemps, presque depuis le début du siècle. Les auteurs prouvent que pour les cinq ongulés étudiés (daim, chevreuil, sanglier, cerf, antilope), après des corrections statistiques spécifiques, les indices qui résultent par la récolte présentent une corrélation élevée avec les recensements de populations, et sont considérés par conséquent entièrement fiables pour la description de l'abondance, la densité et la tendance d'une population de gibier.
Une étude similaire a été réalisée par des chercheurs avec l'utilisation de données de 92 populations différentes dans le Royaume Uni, pour les années 1977 à 2000 (Cattadori et al. 2003). Pour la totalité des 92 populations indépendantes il y avait des données autant de recensements dans la nature pendant 30 années que de données de récolte détaillées. Dans ce cas aussi, il a été prouvé que les mesures dans la nature avec les indices de données de récolte présentent une corrélation élevée, dans l'espace et le temps, un fait qui fortifie la fiabilité des données de récolte. On doit souligner que cette étude qui concernait des populations de lagopède des saules, a été publiée en 2003 dans la revue internationale OIKOS, qui est considérée dans la communauté scientifique internationale comme une de meilleures revues d'écologie.
Pour résumer, on peut dire sans aucun doute que l'utilisation de données de récolte est un outil très utile, pour l'enregistrement de l'abondance, la densité et les tendances des populations d'espèces de gibier. De plus, en dehors de ces concepts démographiques basiques qui se calculent avec l'analyse de données de récolte, il y beaucoup plus de sujets qui peuvent être étudiés en parallèle. Par exemple, avec un recensement parallèle des habitats des espèces de gibier mais aussi d'autres paramètres, on peut étudier quels facteurs abiotiques affectent également la récolte et les tendances des populations (Willebrand & Hornell 2001, Christensen 2005, Santilli & Gallardi 2006), quelles sont les influences des populations de prédateurs et les facteurs dépendants de la densité sur les populations de gibier (Fryxell et al. 1999), on peut promouvoir l'étude d'épidémiologie de certaines espèces (Acevedo et al. 2005; 2007) et beaucoup d'autres études.
Ce qui est le plus important, cependant, est que les données de récolte, leur organisation et leur collection par les organisations de chasse de chaque pays, et leurs analyses et résultats, sont la mesure de gestion la plus forte pour une activité cynégétique durable, et pour la protection de l'environnement.
Références bibliographiques :
Acevedo P. & J.R. Villanueva. 2006. Using automated digital recording systems as effective tools for the monitoring of birds and amphibians. Wildlife Society Bulletin, 34(1): 211-214
Acevedo P., Escudero M.A., Munoz R. & C. Gortazar. 2006. Factors affecting wild boar abundance across an environmental gradient in Spain. Acta Theriologica, 51: 327–336
Acevedo P., Vicente J., Hofle U., Cassinello J., Ruiz-Fons F. & C. Gortazar. 2007. Estimation of European wild boar relative abundance and aggregation: a novel method in epidemiological risk assessment. Epidemiological Infection, 135: 519–527
Acevedo P., Ruiz-Fons F., Vicente J., Reyes Garcia A.R., Alzaga V. & C. Gortazar. 2008. Estimating red deer abundance in a wide range of management situations in Mediterranean habitats. Journal of Zoology, 276(1): 37-47
Acevedo P. Ferreres J., Jaroso R., Duran M., Escudero M.A., Marco J. & C. Gortazar. 2010. Estimating roe deer abundance from pellet group counts in Spain: An assessment of methods suitable for Mediterranean woodlands. Ecological Indicators, 10(6): 1226-1230
Cattadori I.M., Haydon D.T., Thirgood S.J. & P.J. Hudson. 2003. Are indirect measures of abundance a useful index of population density? The case of red grouse harvesting. Oikos, 100(3): 439-446
Christensen T.K. 2005. Factors affecting the bag size of the common eider Somateria mollissima in Denmark, 1980-2000. Wildlife Biology, 11: 89-99
Engeman R.M., Constantine B., Nelson M., Woorland J. & Bourassa J. 2001. Monitoring changes in feral swine abundance and spatial distribution. Environmental Conservation, 28(3): 235-240
Engeman R.M. 2005. Indexing principles and a widely applicable paradigm for indexing animal populations. Wildlife Research, 32: 203-210
Forchhammer C.M., Post E., Stenseth N.C. & D.M. Boertmann. 2002. Long-term responses in arctic ungulate dynamics to changes in climatic and trophic processes. Population Ecology, 44: 113-120
Fryxell J.M., Falls J.B., Falls E.A., Brooks R.J., Dix L. & M.A. Strickland. 1999. Density dependence, prey dependence, and population dynamics of martens in Ontario. Ecology, 80(4): 1311-1321
Gibbs J.P. 2000. Monitoring populations. Pp. 213-252, in: Research Techniques in Animal Ecology, Boitani L. & T.K. Fuller, editors. Columbia University Press, New York, 476 pp
Gilpin M.E. 1973. Do hares eat lynx? American Naturalist: 107: 727–730.
Grøtan V., Saether B.E., Engen S., Solberg E.J., Linnell J.D.C., Andersen R., Brøseth H. & E. Lund. 2005: Climate causes large-scale spatial synchrony in population fluctuations of a temperate herbivore. Ecology, 86: 1472-1482
Helldin J.O. 2000. Population trends and harvest management of pine marten Martes martes in Scandinavia. Wildlife Biology, 6: 111-120
Hörnell-Willebrand M. 2005. Temporal and spatial dynamics of Willow grouse Lagopus lagopus. Doctor’s dissertation. Swedish University of Agricultural Sciences, Faculty of Forest Sciences, Department of Animal Ecology, Umeå, Sweden
Imperio S., Ferrante M., Grignetti A., Santini G. & S. Focardi. 2010. Investigating population dynamics in ungulates: Do hunting statistics make up a good index of population abundance? Wildlife Biology, 16(2): 205-214
Krebs C.J. 1999. Ecological Methodolog, 2nd edition. Benjamin Cummings, Menlo Park, California. 620 pp
Lambin X., Krebs C.J., Moss R., Stenseth N.C & N.G. Yoccoz. 1999. Population cycles and parasitism. Science, 286: 2425
Lancia R.A., Nichols J.D., & K.P Pollock. 1994. Estimating the number of animals in wildlife populations. pp: 215-253, in: Research and management techniques for wildlife and habitats. Editor: T.A. Bookout. The Wildlife Society, Bethesda, Maryland, USA, 740 pp.
Mayle B.A., Putman R.J. & I. Wyllie. 2000. The use of trackway counts to establish an index of deer presence. Mammal Review, 30(3-4): 233-237
Milner J.M., Bonenfant C., Mysterud A., Gaillard J.M., Csanyi S. & N.C. Stenseth. 2006. Temporal and spatial development of red deer harvesting in Europe: biological and cultural factors. Journal of Applied Ecology, 43: 721-734
Moser J.T., editor. 2001. The status of Ross’s geese. Arctic Goose Joint Venture Special Publication. U.S. Fish and Wildlife Service, Washington, D.C., and Canadian Wildlife Service, Ottawa, Ontario
Mysterud A. & E. Ostbye. 2006. Effect of climate and density on individual and population growth of roe deer Capreolus capreolus at northern latitudes: the Lier valley, Norway. Wildlife Biology, 12(3): 321-329
Ranta E., Lundberg P. & V. Kaitala. 2006. Ecology of populations. Ecology, biodiversity and conservation. Cambridge University Press. 388 pp
Ranta E., Lindstrom J., Linden H. & H. Pekka. 2008. How reliable are harvest data for analyses of spatio temporal population dynamics. Oikos, 117: 1461-1468
Royama T. 1992. Analytical population dynamics. Chapman and Hall, London, UK. 392 pp
Santilli F. & L. Galardi. 2006. Factors affecting brown hare (Lepus europaeus) hunting bags in Tuscany region (Central Italy). Hystrix - Italian Journal of Mammalogy, 17(2): 143-153
Turchin P. 2003. Complex Population Dynamics: a Theoretical/Empirical Synthesis. Princeton University Press. 456 pp
Weinstein M.S. 1977. Hares, lynx and trappers. American Naturalist: 111: 806–808
Welander J. 2000. Spatial and temporal dynamics of wild boar (Sus scrofa) rooting in a mosaic landscape. Journal of Zoology, 252: 263-271
Willebrand T. & M. Hörnell. 2001. Understanding the effects of harvesting willow ptarmigan Lagopus lagopus in Sweden. Wildlife Biology, 7: 205-212
Wilson J.G. & J.R. Delahay. 2001. A review of methods to estimate the abundance of terrestrial carnivores using field signs and observation. Wildlife Research, 28(2): 151-164
Winterhalder B.P. 1980. Canadian fur bearer cycles and Cree-Objibwa hunting and trapping practice. American Naturalist. 115: 870–879
