Restauration écologique des zones humides

Restauration écologique des zones humides

Définitions et contexte

Zones humides

Marais salé, Kamouraska, Québec, Canada.

L’article 1.1 de la convention de Ramsar définit les zones humides, aussi appelées milieux humides, comme des « étendues de marais, de marécages, de tourbières ou d’eau, qu’elles soient naturelles ou artificielles, permanente ou temporaire, avec de l’eau stagnante ou courante, douce, saumâtre ou salée, incluant les aires d’eau marine dont la profondeur à marée basse n’excède pas six mètres »[1]. L’article 46.0.2 de la loi québécoise sur la qualité de l’environnement apporte également des éléments intéressants à la définition des zones humides, notamment une description de leur sol et de leur végétation. Cet article définit les milieux humides et hydriques comme des « lieux d’origine naturelle ou anthropique qui se distinguent par la présence d’eau de façon permanente ou temporaire, laquelle peut être diffuse, occuper un lit ou encore saturer le sol et dont l’état est stagnant ou en mouvement. Lorsque l’eau est en mouvement, elle peut s’écouler avec un débit régulier ou intermittent. [Les milieux humides sont] également [caractérisés] par des sols hydromorphes ou une végétation dominée par des espèces hygrophiles »[2]. Cette loi désigne entre autres les cours d’eau, les rives, les zones inondables, les étangs, les marais, les marécages, et les tourbières comme des milieux humides et hydriques.

Contexte mondial

Les milieux humides fournissent de nombreux services écosystémiques aux populations humaines, tels que le stockage de carbone, la mitigation des inondations, ainsi que la purification de l’eau, et possèdent une valeur culturelle, récréative, et éducative. Ce sont également des refuges fauniques qui hébergent une biodiversité unique et élevée[3]. Cependant, la situation des milieux humides se détériore à travers le monde. Une étude estime que 21 % des milieux humides de la planète auraient été perdus depuis les années 1700, et qu’il ne resterait présentement que 10,9 à 13,8 millions de km2 de milieux humides autour du globe[4]. Une autre analyse suggère que ces pertes se chiffreraient plus proche de 33 %, et qu’il ne resterait présentement que 1,53 à 14,86 millions de km2 de milieux humides[5]. Au Québec, une province canadienne où les zones humides occupent approximativement 180 000 km2[6], la loi concernant la conservation des milieux humides et hydriques a été adoptée afin de minimiser la perte de ces écosystèmes[7]. Malgré cette politique de protection, 19 % des milieux humides des basses-terres du Saint-Laurent ont été perturbés entre 1990 et 2011[8].

Restauration écologique

La restauration écologique des zones humides est donc nécessaire afin de réduire les pertes nettes mondiales de ces écosystèmes. Le gouvernement canadien définit la restauration écologique comme un « moyen de ralentir, de stopper et de renverser la dégradation des écosystèmes »[9]. Similairement, l’office québécois de la langue française la définit comme une « opération visant à remettre dans un état proche de son état d'origine un écosystème terrestre ou aquatique altéré ou détruit généralement par l'action de l'humain »[10]. Le gouvernement français quant à lui la définit comme un « processus volontaire qui vise le rétablissement d’un écosystème qui a été dégradé, endommagé ou détruit » et précise que la restauration écologique d’un milieu ne consiste pas nécessairement à « revenir à un état de nature antérieur, mais à un état de référence qui permet le bon fonctionnement de l’écosystème, et son maintien sur le long terme »[11]. De plus, cette dernière définition explique que « selon le niveau de dégradation de l’écosystème, la restauration écologique se traduit par différents types d’interventions. Cela peut aller de l’action de réduire ou faire disparaître les pressions qui ont mené à la dégradation de l’écosystème, en le laissant se rétablir naturellement, à des interventions ciblées sur ses composantes permettant d’assister ou accélérer sa récupération »[11].

Menaces pesant sur les zones humides

Agriculture

Étant responsable d’environ 25 % des pertes mondiales de milieux humides, l’agriculture est la principale activité humaine affectant ces écosystèmes[12]. Plus précisément, l’expansion des terres arables est le facteur premier menant à la destruction des zones humides mondiales, sans compter d’autres activités agricoles telles que l’élevage et l’aquaculture[13]. Une méta-analyse estime que le drainage des milieux humides pour l’agriculture serait responsable de 61,7 % des pertes de ces écosystèmes depuis les années 1700, excluant les 18,2 % des pertes attribués aux rizières[4]. Au Québec, l’agriculture serait la cause de 44 % des perturbations de milieux humides ayant eu lieu entre 1990 et 2011[8].

Urbanisation

L’urbanisation est la deuxième activité humaine affectant le plus les milieux humides, étant responsable d’environ 16,8 % des pertes mondiales de ces écosystèmes[12]. Notamment, le développement résidentiel et la construction d’infrastructures essentielles telles que des routes et des aéroports sont à blâmer pour ces pertes[13]. Une méta-analyse estime que la conversion des zones humides en milieux urbains serait responsable de 8 % des pertes de ces écosystèmes depuis les années 1700[4]. De plus, les aires urbaines affectent également les zones humides se trouvant à proximité en modifiant leur hydrologie et leur géomorphologie, deux facteurs déterminants chez les milieux humides côtiers[14].

Espèces envahissantes

Les espèces envahissantes, autant exotiques qu’indigènes, affectent également les zones humides de manière disproportionnée. En effet, la base de données mondiale sur les espèces envahissantes[15] dénombre 33 plantes comme faisant partie des 100 espèces les plus invasives au monde, et parmi celles-ci se retrouvent 8 espèces végétales associées aux milieux humides. Cela signifie que 24 % des espèces végétales les plus envahissantes au monde affectent des écosystèmes qui ne recouvrent que 6 % de la surface du globe. Notamment, les plantes envahissantes affectent la structure, la biodiversité, et les réseaux trophiques des milieux humides au détriment de la faune et de la flore indigène[16].

Changements climatiques

Les changements climatiques ont également été identifiés comme un facteur majeur affectant les milieux humides, autant de manière directe qu’indirecte. En effet, les changements au niveau de l’intensité et de la fréquence des précipitations et les évènements climatiques extrêmes tels que les sécheresses, les inondations et les tempêtes altèrent grandement l’hydrologie de ces écosystèmes[17]. Combinés à l’augmentation des températures, ces facteurs influencent la biogéochimie et le fonctionnement des milieux humides et peuvent affecter l’intégrité de leurs processus et de leurs services écosystémiques[17]. Par exemple, certaines zones humides risquent de ne plus participer à la purification des cours d’eau et d’au contraire mener à l’eutrophisation de ceux-ci en raison d’une augmentation de la décomposition[17].

Méthodes de restauration écologique des zones humides

Typiquement, la restauration écologique des écosystèmes dégradés ou dominés par des espèces végétales envahissantes se réalise en deux étapes. La première est de contrôler et de réduire la présence des espèces envahissantes, et la deuxième est de mettre en pratique des méthodes de revégétalisation afin d’établir un couvert végétal indigène résilient. Mêmes si ces étapes sont typiquement appliquées à différentes échelles spatiales et temporelles, leur application conjointe et les apprentissages qui en sont tirés permettent d’améliorer les efforts de restauration écologique des zones humides[18]. Bien que de prévenir l’introduction d’espèces envahissantes dans les zones humides soit la manière la plus efficace et la moins couteuse de les protéger, l’application de méthodes de contrôle devient nécessaire quand des populations envahissantes s’établissent au sein de ces écosystèmes[19]. Le contrôle des espèces envahissantes consiste à réaliser des « interventions pour éliminer ou gérer ces espèces sur un territoire donné, afin de réduire leurs impacts négatifs et de limiter leur propagation »[20]. Quant à elle, la revégétalisation est une « opération qui vise la reconstitution du couvert végétal d'un terrain dénudé par l'action de l'humain ou par l'effet de catastrophes naturelles »[21]. Dans le contexte de la restauration écologique des zones humides, cette opération vise à établir des communautés végétales indigènes et autosuffisantes au sein des milieux humides dégradés ainsi qu’à rétablir les fonctions et services de ces écosystèmes (Adams et al., 2025)[18].

Revégétalisation

Techniques de plantation

Étude de revégétalisation par plantation du projet RARE.

Une des stratégies couramment employées pour revégétaliser les zones humides est la plantation d’espèces macrophytes[22]. Plusieurs facteurs influencent le succès de cette stratégie lors de son application pratique. Pour commencer, il est essentiel de choisir des espèces adaptées aux conditions environnementales et au cycle des nutriments de l’écosystème ciblé. Choisir des espèces indigènes au site est habituellement idéal, mais si les conditions environnementales ou le cycle des nutriments de l’écosystème ne peuvent pas être rétablis à leur état d’origine, le choix des espèces doit parfois être modifié[18]. Ensuite, la facilitation écologique est un phénomène important à considérer lors de la revégétalisation des milieux humides. Par exemple, la facilitation interspécifique augmente la croissance des espèces de marais en présence de conditions environnementales stressantes comme les inondations[23] et permet d’augmenter l’accumulation de biomasse du couvert végétal[24]. Il est donc recommandé d’établir un couvert végétal diversifié lors de la restauration d’un milieu humide. De plus, la facilitation entre plants permet au couvert végétal de plusieurs milieux humides de mieux résister à certains stress environnementaux tels que le mouvement de l’eau[25], l’érosion[26], et la sécheresse[27]. Il est donc recommandé d’établir un couvert végétal dense lors de la restauration de certains milieux humides. Malheureusement, les stratégies actuelles de revégétalisation des milieux humides sont souvent influencées par l’industrie forestière et priorisent la minimisation des interactions négatives entre plants via leur espacement au lieu d’exploiter ces interactions positives[26],[28],[29],[30]. Finalement, une utilisation stratégique de la microtopographie du site peut permettre d’améliorer la survie des plants en leur donnant accès à des conditions hydriques et à une oxygénation idéale. Lorsque ce n’est pas possible, la construction de buttes artificielles, une technique utilisée pour la plantation d’arbres au sein de zones humides depuis le XVIIIe siècle, peut avoir le même effet[31].

Techniques d’ensemencement

Une autre stratégie souvent employée pour revégétaliser les zones humides est l’ensemencement d’espèces macrophytes[22]. Les méthodes d’ensemencement sont souvent moins coûteuses et plus faciles à implémenter que le reste des méthodes de revégétalisation des milieux humides malgré le coût relativement élevé des graines indigènes. De plus, ces méthodes permettent l’introduction d’un plus grand nombre d’espèces et de génotypes que le permettent les méthodes de plantation[32]. Cependant, les résultats peuvent être imprévisibles et mener à une haute mortalité si peu de graines survivent, alors il est essentiel de prendre en compte les facteurs influençant le succès de cette stratégie lors de son application pratique[32]. Pour commencer, tout comme pour les techniques de plantation, le choix des espèces doit être basé sur les communautés végétales historiques et sur les conditions environnementales actuelles de l’écosystème à restaurer[32]. Ensuite, plusieurs étapes telles que le nettoyage, la stratification, et la scarification des graines peuvent augmenter leur taux de germination et faciliter le processus de revégétalisation[32]. Pour continuer, l’utilisation stratégique de microtopographie naturelle ou artificielle peut augmenter le taux de survie des pousses en leur offrant une grande variété de conditions environnementales où s’établir[32]. De plus, puisque les graines sont vulnérables et possèdent des taux de mortalité élevés, il est essentiel de déterminer à quelles densités, à quelles dates, et à quels endroits elles peuvent être semées en fonction des espèces et des écosystèmes concernés[32]. Finalement, il existe plusieurs méthodes d’ensemencement, telles que l’ensemencement à la volée, qui consiste à répartir les graines à la main sur la surface du sol, l’ensemencement hydraulique, qui consiste à épandre un mélange d’eau et de graines à l’aide d’un pulvérisateur, l’ensemencement en ligne, qui consiste à disposer les graines dans des trous réalisés à l’aide de machinerie agricole, et le surensemencement, qui consiste à répandre des graines par-dessus une végétation préexistante[32]. Des techniques d’ensemencement par drone sont également en train d’être développées et pourraient permettre d’ensemencer facilement de grandes étendues de zones humides ainsi que les milieux plus difficiles d’accès[33].

Amendement du sol

Une troisième stratégie souvent employée pour revégétaliser les zones humides est l’utilisation d’amendements. L’amendement du sol est une « opération qui consiste à ajouter à un sol des substances capables d'en améliorer les propriétés physiques ou chimiques »[34]. Plusieurs amendements affectent les propriétés édaphiques des milieux humides de manière bénéfique à la survie ou à la croissance des plants et peuvent ainsi être employés à des fins de restauration. Par exemple, l’incorporation de paille augmente l’humidité du sol[35], l’incorporation de bois raméal fragmenté réduit la compaction du sol[36], et l’incorporation de compost augmente la disponibilité des nutriments[37]. Un autre type d’amendement utilisé lors de la revégétalisation des zones humides est l’incorporation de terre provenant de la couche superficielle du sol de milieux humides donneurs[38]. Cette méthode, souvent appelée transfert de sol, permet de transférer une partie de la banque de graines des écosystèmes donneurs aux écosystèmes à revégétaliser, introduisant ainsi une grande diversité d’espèces indigènes. Plusieurs études suggèrent que le transfert de sol est favorable à l’établissement d’espèces végétales désirées et à l’émergence des plantules, et c’est un des amendements ayant le plus de succès dans le domaine de la restauration des zones humides[39]. Cependant, une inquiétude associée à cette méthode est l’introduction accidentelle et la propagation de plantes envahissantes provenant des écosystèmes donneurs[40]. Il est donc essentiel de choisir judicieusement les milieux humides où aller récolter du sol.

Contrôle des espèces envahissantes

Retrait physique

Une des stratégies de contrôle des espèces envahissantes est le retrait physique de celles-ci, qui consiste en leur arrachage ou, dans des cas d’envergure, leur excavation. Cette méthode peut être très efficace lorsqu’elle est appliquée tôt dans le processus de colonisation d’une espèce envahissante. Par exemple, elle a permis l’éradication de l’espèce Phalaris arundinacea dans un milieu humide du Connecticut[41] et l’éradication de Phragmites australis dans un milieu humide de Nouvelle Angleterre[42]. Cependant, le retrait physique d’espèces envahissantes requiert beaucoup de temps, d’équipement, et d’argent[42]. De plus, cette méthode à elle seule n’est souvent pas suffisante pour éradiquer les espèces envahissantes, puisque la majorité d’entre elles peuvent repousser à partir de fragments de rhizomes restés dans le sol. C’est pourquoi elle doit souvent être employée de manière conjointe avec d’autres méthodes de contrôle pour être efficace[41].

Coupe ou tonte

Une deuxième stratégie employée pour contrôler les populations denses d’espèces envahissantes est la coupe ou la tonte de celles-ci. Cette méthode est efficace puisqu’elle peut retirer les tiges, les feuilles, et les inflorescences immatures des espèces envahissantes tout en exposant le sol à la lumière. Dans le cas de Phalaris arundinacea, couper ses tiges à chaque deux semaines réduit significativement sa densité, et tondre ses populations deux fois par an augmente la densité des espèces natives présentes au détriment de l’espèce envahissante[41]. La coupe ou la tonte est aussi efficace pour contrôler les populations de Phragmites australis, mais elle est souvent employée conjointement avec d’autres méthodes. Par exemple, couper les tiges de cette espèce en dessous du niveau de l’eau résulte en une mortalité des tiges allant de 41 à 99 %. De plus, la méthode la plus efficace pour contrôler les populations de Phragmites australis est une combinaison de la coupe ou de la tonte et du bâchage[42]. Cependant, cette méthode résulte souvent en l’établissement de communautés indigènes peu diversifiées[41].

Bâchage

Une troisième stratégie employée pour le contrôle des espèces envahissantes est le bâchage, qui consiste à recouvrir une population d’espèces envahissantes avec une toile de plastique opaque afin de limiter l’accès à la lumière et la repousse des plants[41]. Cette méthode est particulièrement efficace pour contrôler les populations de Phragmites australis lorsqu’elle est appliquée après la coupe ou la tonte de celles-ci. Par exemple, lors d’une étude de contrôle, la densité de cette espèce était de 0,1 tiges par m2 en dessous d’une toile de plastique installée après une tonte, comparé à 20,7 tiges par m2 quand une tonte était appliquée sans l’installation subséquente d’une bâche[42]. Cependant, le bâchage ne fonctionne pas pour le contrôle de certaines espèces envahissantes dont les rhizomes peuvent persister sous la terre pendant plusieurs années et pousser à travers le plastique[41].

Brûlage dirigé

Une quatrième stratégie utilisée pour le contrôle des populations d’espèces envahissantes est le brûlage dirigé, qui consiste en une « utilisation délibérée du feu sur une superficie déterminée à des fins d’aménagement »[43]. Un facteur influençant grandement le succès de cette méthode est sa date d’application[41]. Par exemple, effectuer un brûlage dirigé juste avant une période d’inondation saisonnière permet de couper l’apport d’oxygène aux rhizomes de Phragmites australis[42]. Cependant, il est judicieux d’appliquer cette méthode à des zones humides possédant une banque de graines contenant des espèces indigènes adaptées aux feux qui pourront recoloniser l’écosystème. Sans quoi, il est essentiel d’appliquer des techniques de revégétalisation à l’écosystème directement après l’usage du brûlage dirigé[41].

Compétition indigène

Une cinquième manière de contrôler la propagation des espèces envahissantes est l’établissement d’une communauté végétale indigène résiliente et compétitive. En effet, la richesse spécifique des communautés indigènes peut réduire la capacité de certaines espèces envahissantes à envahir les zones humides, et les milieux humides possédant une végétation intacte offrent moins d’opportunités de colonisation aux espèces envahissantes[42]. Par exemple, l’ensemencement d’un mélange d’espèces indigènes couplé au contrôle du régime hydrique et de l’apport en nutriments d’un milieu humide est une stratégie prometteuse pour contrôler la propagation de Phalaris arundinacea[41]. De plus, une étude où l’espèce Phragmites australis a été plantée en présence de différentes espèces indigènes a démontré le potentiel de contrôle de ces dernières. En effet, les parcelles contenant des espèces indigènes ont significativement réduit la densité de tiges, la biomasse, et la survie de l’espèce envahissante comparé aux parcelles ne contenant pas d’espèces indigènes[42].

Lutte biologique

Finalement, une autre stratégie pour contrôler les populations d’espèces envahissantes est la lutte biologique, qui consiste à utiliser une espèce herbivore ou pathogène, souvent appelée agent de contrôle biologique, pour limiter la propagation d’une espèce envahissante[41]. Par exemple, certaines études ont démontré que l’utilisation de bétail pour brouter des populations envahissantes est une stratégie prometteuse pour contrôler la propagation de l’espèce Phragmites australis. Cette méthode est d’ailleurs peu coûteuse, efficace, et idéale pour contrôler les espèces envahissantes formant des monocultures denses[44]. Cependant, l’efficacité de certains agents de contrôle biologiques peut varier énormément entre différents sites en fonction de leurs conditions environnementales[45]. La lutte biologique contre certaines espèces envahissantes est particulièrement efficace lorsqu’elle est utilisée de manière conjointe avec d’autres méthodes au lieu d’être appliquée séparément[46].

Projets et organismes liés à la restauration écologique des zones humides

Canada :

-       AGRCQ (Association des Gestionnaires Régionaux des Cours d’eau du Québec)

-       Canards Illimités Canada

-       Projet RARE (Recherche et applications pour une restauration éclairée des milieux humides)

Références

  1. ↑ Millenium Ecosystem Assessment. (2005). Ecosystems and human well-being: wetlands and water synthesis. World Resources Institute, Washington, DC. Disponible : https://www.ramsar.org/sites/default/files/documents/pdf/document.358.aspx.pdf
  2. ↑ RLRQ, c. Q-2. Disponible : https://www.legisquebec.gouv.qc.ca/fr/document/lc/Q-2
  3. ↑ Kingsford, R. T., Basset, A., & Jackson, L. (2016). Wetlands: conservation's poor cousins. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 26(5), 892-916. Disponible : https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1002/aqc.2709
  4. Fluet-Chouinard, E., Stocker, B. D., Zhang, Z., Malhotra, A., Melton, J. R., Poulter, B., ... & McIntyre, P. B. (2023). Extensive global wetland loss over the past three centuries. Nature, 614(7947), 281-286. Disponible : https://www.nature.com/articles/s41586-022-05572-6
  5. ↑ Hu, S., Niu, Z., Chen, Y., Li, L., & Zhang, H. (2017). Global wetlands: Potential distribution, wetland loss, and status. Science of the total environment, 586, 319-327. Disponible : https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0048969717302425?casa_token=HecFEat1KOwAAAAA:hFLQCmBc420YSpgZLWc2hTnSeVJVqaZNQMT1dYXSLw8IKGDNROC7j5_hglyaYZhDR0aTPGD-Sw
  6. ↑ Ministère de l’Environnement, de la Lutte contre les changements climatiques, de la Faune et des Parcs. (s. d.). Conservation of Wetlands and Bodies of Water. Gouvernement du Québec. Disponible : https://www.environnement.gouv.qc.ca/eau/rives/milieuxhumides-en.htm#1
  7. ↑ LQ 2017, c. 14. Disponible : https://www.environnement.gouv.qc.ca/eau/milieux-humides/loi.htm
  8. Poulin, M., Pellerin, S., Cimon-Morin, J., Lavallée, S., Courchesne, G., & Tendland, Y. (2016). Inefficacy of wetland legislation for conserving Quebec wetlands as revealed by mapping of recent disturbances. Wetlands Ecology and Management, 24(6), 651-665. Disponible : https://link.springer.com/article/10.1007/s11273-016-9494-y
  9. ↑ Parcs Canada. (2022). Restauration écologique. Gouvernement du Canada. Disponible : https://parcs.canada.ca/nature/science/conservation/ie-ei/re-er
  10. ↑ Office québécois de la langue française. (2018). Restauration écologique. Gouvernement du Québec. Disponible : https://vitrinelinguistique.oqlf.gouv.qc.ca/fiche-gdt/fiche/8360637/restauration-ecologique
  11. Ministère de la Transition écologique, de la Biodiversité, de la Forêt, de la Mer et de la Pêche. (s. d.). La restauration de la nature, qu’est-ce que c’est?. République Française. Disponible : https://restaurer-la-nature.biodiversite.gouv.fr/pages/la-restauration-de-la-nature-quest-ce-ce-que-cest
  12. Ballut-Dajud, G. A., Sandoval Herazo, L. C., Fernández-Lambert, G., Marín-Muñiz, J. L., López Méndez, M. C., & Betanzo-Torres, E. A. (2022). Factors affecting wetland loss: A review. Land, 11(3), 434. Disponible : https://www.mdpi.com/2073-445X/11/3/434
  13. Asselen, S. V., Verburg, P. H., Vermaat, J. E., & Janse, J. H. (2013). Drivers of wetland conversion: a global meta-analysis. PloS one, 8(11), e81292. Disponible : https://journals.plos.org/plosone/article?id=10.1371/journal.pone.0081292
  14. ↑ Lee, S. Y., Dunn, R. J. K., Young, R. A., Connolly, R. M., Dale, P. E. R., Dehayr, R., ... & Welsh, D. T. (2006). Impact of urbanization on coastal wetland structure and function. Austral Ecology, 31(2), 149-163. Disponible : https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1111/j.1442-9993.2006.01581.x?casa_token=JFeVwXAG2qMAAAAA%3AAevO9kLS63BscN0T4w_H8BzIccHsIwbbGO2e7ZQx2wwKPw1DnIthxR_qty7kFfCYN5ZJIOZU7krtHbQ
  15. ↑ Invasive Species Specialist Group (2015). The Global Invasive Species Database. Version 2015.1. Disponible : https://www.iucngisd.org/gisd/
  16. ↑ Zedler, J. B., & Kercher, S. (2004). Causes and consequences of invasive plants in wetlands: opportunities, opportunists, and outcomes. critical Reviews in Plant sciences, 23(5), 431-452. Disponible : https://www.tandfonline.com/doi/full/10.1080/07352680490514673?casa_token=J2g1xg-viVsAAAAA%3A6X6bl1AL_GunTIzJvmskJ_wuzrufGQ-mmC2gwJMrfl0sGyObS_t7tsWVH_JKU-toLhKe0gmN9Mhl
  17. Salimi, S., Almuktar, S. A. A. A. N., Scholz, M. (2021). Impact of climate change on wetland ecosystems: A critical review of experimental wetlands. Journal of Environmental Management, 286, 112160. Disponible : https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S030147972100222X.
  18. Adams, C. R., Hovick, S. M., & Kettenring, K. M. (2025). Integrating the disconnected: enhancing wetland restoration by uniting invasive species management and native revegetation. Restoration Ecology, e70097. Disponible : https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1111/rec.70097
  19. ↑ Roy, H. E., Pauchard, A., Stoett, P. J., Renard Truong, T., Meyerson, L. A., Bacher, S., ... & Ziller, S. R. (2024). Curbing the major and growing threats from invasive alien species is urgent and achievable. Nature ecology & evolution, 8(7), 1216-1223. Disponible : https://www.nature.com/articles/s41559-024-02412-w
  20. ↑ Gouvernement du Québec. (2025). Contrôle des espèces exotiques envahissantes. Gouvernement du Québec. Disponible : https://www.quebec.ca/agriculture-environnement-et-ressources-naturelles/faune/gestion-faune-habitats-fauniques/gestion-especes-exotiques-envahissantes-animales/lutte/controle
  21. ↑ Office québécois de la langue française. (2002). Revégétalisation. Gouvernement du Québec. Disponible : https://vitrinelinguistique.oqlf.gouv.qc.ca/fiche-gdt/fiche/8367201/revegetalisation
  22. Rodrigo, M. A. (2021). Wetland restoration with hydrophytes: A review. Plants, 10(6), 1035. Disponible : https://www.mdpi.com/2223-7747/10/6/1035
  23. ↑ Luo, W., Xie, Y., Chen, X., Li, F., & Qin, X. (2010). Competition and facilitation in three marsh plants in response to a water-level gradient. Wetlands, 30(3), 525-530. Disponible : https://link.springer.com/article/10.1007/s13157-010-0064-4
  24. ↑ Callaway, J. C., Sullivan, G., & Zedler, J. B. (2003). Species‐rich plantings increase biomass and nitrogen accumulation in a wetland restoration experiment. Ecological Applications, 13(6), 1626-1639. Disponible : https://esajournals.onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1890/02-5144?casa_token=H_tDPRhp6H0AAAAA%3A1KeXZEU6IvuioAz_zmd-8URLWwnd7Mcj2mfimOjRJWeFa9uRhwxDajVbvHeNcWMA0XTd7CvAtseEuiPldQ
  25. ↑ Bos, A. R., & Van Katwijk, M. M. (2007). Planting density, hydrodynamic exposure and mussel beds affect survival of transplanted intertidal eelgrass. Marine Ecology Progress Series, 336, 121-129. Disponible : https://www.int-res.com/abstracts/meps/v336/meps336121
  26. Silliman, B. R., Schrack, E., He, Q., Cope, R., Santoni, A., van der Heide, T., ... & van de Koppel, J. (2015). Facilitation shifts paradigms and can amplify coastal restoration efforts. Proceedings of the National Academy of Sciences, 112(46), 14295-14300. Disponible : https://www.pnas.org/doi/abs/10.1073/pnas.1515297112
  27. ↑ Li, F., Xie, Y., Zhang, C., Chen, X., Song, B., Li, Y., ... & Hu, J. (2014). Increased density facilitates plant acclimation to drought stress in the emergent macrophyte Polygonum hydropiper. Ecological Engineering, 71, 66-70. Disponible : https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S092585741400319X?casa_token=lnk13hZqu-sAAAAA:8IEZVyj0XxiF8tgdHWE-FL1CRDwhDk1upWAxBulv-I5NZdPovTdn_t6pNnbfe1BTrhz3f2_YP-mH
  28. ↑ Gedan, K. B., & Silliman, B. R. (2009). Using facilitation theory to enhance mangrove restoration. AMBIO: A Journal of the Human Environment, 38(2), 109-109. Disponible : https://bioone.org/journals/ambio-a-journal-of-the-human-environment/volume-38/issue-2/0044-7447-38.2.109/Using-Facilitation-Theory-to-Enhance-Mangrove-Restoration/10.1579/0044-7447-38.2.109.full
  29. ↑ Halpern, B. S., Silliman, B. R., Olden, J. D., Bruno, J. P., & Bertness, M. D. (2007). Incorporating positive interactions in aquatic restoration and conservation. Frontiers in Ecology and the Environment, 5(3), 153-160. Disponible : https://esajournals.onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1890/1540-9295%282007%295%5B153%3AIPIIAR%5D2.0.CO%3B2?casa_token=sYSRJS45k8YAAAAA%3AZw2q3ZBdnvrIdHQLEV3LgnQcF9eV29A1wikya2_HjBAnL7JzFwZkwUgDLU7gJiB3LzdfXl5V3J36UUQ
  30. ↑ Renzi, J. J., He, Q., & Silliman, B. R. (2019). Harnessing positive species interactions to enhance coastal wetland restoration. Frontiers in Ecology and Evolution, 7, 131. Disponible : https://www.frontiersin.org/journals/ecology-and-evolution/articles/10.3389/fevo.2019.00131/full
  31. ↑ Raulings, E. J., Boon, P. I., Bailey, P. C., Roache, M. C., Morris, K., & Robinson, R. (2007). Rehabilitation of Swamp Paperbark (Melaleuca ericifolia) wetlands in south-eastern Australia: effects of hydrology, microtopography, plant age and planting technique on the success of community-based revegetation trials. Wetlands Ecology and Management, 15(3), 175-188. Disponible : https://link.springer.com/article/10.1007/s11273-006-9022-6
  32. Kettenring, K. M., & Tarsa, E. E. (2020). Need to seed? Ecological, genetic, and evolutionary keys to seed-based wetland restoration. Frontiers in Environmental Science, 8, 109. Disponible : https://www.frontiersin.org/journals/environmental-science/articles/10.3389/fenvs.2020.00109/full
  33. ↑ Castro, J., Alcaraz‐Segura, D., Baltzer, J. L., Amorós, L., Morales‐Rueda, F., & Tabik, S. (2024). Automated precise seeding with drones and artificial intelligence: a workflow. Restoration Ecology, 32(5), e14164. Disponible : https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1111/rec.14164
  34. ↑ Office québécois de la langue française. (2015). Amendement du sol. Gouvernement du Québec. Disponible : https://vitrinelinguistique.oqlf.gouv.qc.ca/fiche-gdt/fiche/8882842/amendement-du-sol
  35. ↑ Ballantine, K. A., Groffman, P. M., Lehmann, J., & Schneider, R. L. (2014). Stimulating nitrate removal processes of restored wetlands. Environmental science & technology, 48(13), 7365-7373. Disponible : https://pubs.acs.org/doi/full/10.1021/es500799v?casa_token=gowZ-65vjugAAAAA%3AVGw_A65QhMLosw8i0uuRb-0_6OFXWYNzJnbdpWpihg9dPbDbkejB0Oz5mOFyrna5xYfCwJ6Q327baaQ
  36. ↑ Wolf, E. C., Rejmánková, E., & Cooper, D. J. (2019). Wood chip soil amendments in restored wetlands affect plant growth by reducing compaction and increasing dissolved phenolics. Restoration Ecology, 27(5), 1128-1136. Disponible : https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1111/rec.12942?casa_token=Ci1QveFaRloAAAAA%3ADTkm5_ESb6LPAguT7-v_dlCHdb6yS9gmgwD2GSHYcVFbfSVA_6loFQDfxKNrotViM4m6hpACMfWejfs
  37. ↑ Sutton-Grier, A. E., Ho, M., & Richardson, C. J. (2009). Organic amendments improve soil conditions and denitrification in a restored riparian wetland. Wetlands, 29(1), 343-352. Disponible : https://link.springer.com/article/10.1672/08-70.1
  38. ↑ Shifflett, S. J. (2005). Wetland vegetation establishment with transferrals of wetland soil following surface mining. Disponible : https://ualberta.scholaris.ca/items/65b610c6-6c37-4c76-97f9-6ba2194f7c6e
  39. ↑ Scott, B., Baldwin, A. H., Ballantine, K., Palmer, M., & Yarwood, S. (2020). The role of organic amendments in wetland restorations. Restoration Ecology, 28(4), 776-784. Disponible : https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1111/rec.13179?casa_token=8jm3AwnCjQUAAAAA%3AxJoTY_j9lZ5a1t9QxsPGMje3LSPYxFTcbb5mxh5Ninwt-wT99GYQ6L2T9jGPpkWWqtSkJcv5U7Hpag4
  40. ↑ McKinstry, M. C., & Anderson, S. H. (2005). Salvaged-wetland soil as a technique to improve aquatic vegetation at created wetlands in Wyoming, USA. Wetlands Ecology and Management, 13(5), 499-508. Disponible : https://link.springer.com/article/10.1007/s11273-004-3858-4
  41. Lavergne, S., & Molofsky, J. (2006). Control strategies for the invasive reed canarygrass (Phalaris arundinacea L.) in North American wetlands: the need for an integrated management plan. Natural Areas Journal, 26(2), 208-214. Disponible : https://bioone.org/journals/natural-areas-journal/volume-26/issue-2/0885-8608_2006_26_208_CSFTIR_2.0.CO_2/Control-Strategies-for-the-Invasive-Reed-Canarygrass-Phalaris-arundinacea-L/10.3375/0885-8608(2006)26[208:CSFTIR]2.0.CO;2.full.
  42. Hazelton, E. L., Mozdzer, T. J., Burdick, D. M., Kettenring, K. M., & Whigham, D. F. (2014). Phragmites australis management in the United States: 40 years of methods and outcomes. AoB plants, 6, plu001. Disponible : https://academic.oup.com/aobpla/article/doi/10.1093/aobpla/plu001/155942.
  43. ↑ Office québécois de la langue française. (2016). Brûlage dirigé. Gouvernement du Québec. Disponible : https://vitrinelinguistique.oqlf.gouv.qc.ca/fiche-gdt/fiche/8480446/brulage-dirige.
  44. ↑ Silliman, B. R., Mozdzer, T., Angelini, C., Brundage, J. E., Esselink, P., Bakker, J. P., … & Baldwin, A. H. (2014). Livestock as a potential biological control agent for an invasive wetland plant. PeerJ, 2, e567. Disponible : https://peerj.com/articles/567/.
  45. ↑ Louis, E. S., Stastny, M., & Sargent, R. D. (2020). The impacts of biological control on the performance of Lythrum salicaria 20 years post-release. Biological Control, 140, 104123. Disponible : https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S104996441930461X?casa_token=T7diNKzfWnMAAAAA:VFl0O2Da_xyR_hw1Hyz7dY4rXYITIU7hCCihsWgh70wWCoNRRlzHl3Xhs-ZO1jscmTfjv3dlKA.
  46. ↑ Paynter, Q., & Flanagan, G. J. (2004). Integrating herbicide and mechanical control treatments with fire and biological control to manage an invasive wetland shrub, Mimosa pigra. Journal of Applied Ecology, 615-629. Disponible : https://www.jstor.org/stable/3505694?casa_token=MM14MBuN96wAAAAA%3A8ws8eBLjCKbQ6O2IktYKqJ0LhEBP3W8I_a-O6GZKRsYye5lHJEaYrtUbe9kWQWeRyely_dOgD2t11yF0VqWAIcR0jIE7BnOwWN0LMNZvY-mEm9uoF7w.
  • icône décorative Portail de l’écologie
Cet article est issu de Wikipédia. Sauf mention contraire, le texte est disponible sous Creative Commons Attribution-Share Alike 4.0. Des conditions supplémentaires peuvent s’appliquer aux fichiers multimédias.