Les indicateurs de biodiversité sont souvent proposés et/ou mis à l’épreuve à partir d’analyses statistiques plus ou moins élaborées mettant en relation l’indicateur et différentes mesures de biodiversité. Ces indicateurs sont souvent mis en regard de variables de biodiversité – souvent un nombre d’espèces – pour mieux cerner leur pertinence. La mise en relation entre indicateurs et mesures de biodiversité se fait généralement à travers des modèles statistiques cherchant à expliquer les variations de la métrique de biodiversité par celles de l’indicateur – en incorporant le cas échéant d’autres facteurs de la niche (Zilliox & Gosselin, 2014). Cette mise en relation se complique quelque peu quand on souhaite envisager des formes non-linéaires de relation (Bouget et al. In Prep. ; Gosselin et al. In Prep.), a priori plus pertinentes sur un plan écologique ou pour le transfert aux gestionnaires (fonctions seuil). Même si les modèles statistiques incorporent de plus en plus souvent la structure spatiale du jeu de données, une hypothèse très fréquente en écologie est que la relation entre l’indicateur et la biodiversité est constante dans l’espace – ce qui implique statistiquement des relations trop optimistes sur le plan de la significativité statistique (Schielzeth, H., and W. Forstmeier. 2009).
L’étude de la relation entre indicateurs et biodiversité se complique encore quand nous souhaitons inclure une structure probabiliste cohérente avec la nature des données (Gosselin, 2011b), et enfin quand on envisage une relation entre métrique de biodiversité et indicateur qui varie dans l’espace (Schielzeth & Forstmeier, 2009). C’est un point sur lequel nous avons récemment buté (Bouget et al. In Prep. ; Gosselin et al. In Prep), réussissant à estimer correctement des modèles non-linéaires homothétiques les uns des autres d’un massifs à l’autre (Bouget et al. In Prep. ; effet aléatoire uniquement sur l’intercept) mais ne réussissant pas à obtenir des modèles statistiques convergents dans le cas de modèles non-linéaires « complètement » variables (intercept et paramètre(s) d’intensité de la relation) dans l’espace (que ce soit avec des techniques fréquentistes ou des techniques Bayésiennes). Or, comme le soulignent Schielzeth & Forstmeier, 2009, dans le cas où ces relations sont effectivement variables dans l’espace (ou entre individus), utiliser un modèle à paramètres constants donne une mauvaise estimation de l’intervalle de confiance, ce qui peut impliquer des estimateurs trop précis. C’est ce que nous avons observé dans le projet GNB, où certains des meilleurs modèles étaient des modèles linéaires variables d’un massif forestier à l’autre (Gosselin et al., In prep.). Dernièrement, le développement d’approches bayésiennes hiérarchiques ont permis de lever ces contraintes, dans le cadre des modèles non-linéaires.
Descriptif du sujet :
Ce stage visera à adapter ces nouvelles méthodes pour développer un modèle bayésien hiérarchique de diversité d’invertébrés aquatiques de type déchiqueteur, en relation avec les forêts rivulaires. Ces couverts arborés jouent un rôle important dans le fonctionnement des cours d’eau auxquels elles sont intrinsèquement liées. Elles assurent un rôle de stabilisation des berges, d’ombrage, de tampon vis-à-vis des pollutions… Leur rôle d’apport de matière organique dans les têtes de bassins versants est également bien documenté et leur confère un rôle de production allochtone très important dans le fonctionnement complet du cours d’eau.
Le LHQ a développé dernièrement un certain nombre d’indicateurs de qualité du corridor rivulaire (fig. 1) le long des cours d’eau (pourcentage de surface en couvert boisé au sein d’un buffer plus ou moins large autour du cours d’eau, discontinuités et taux de rupture, …). Ce stage vise à étudier l’influence de la qualité du corridor sur certaines propriétés du fonctionnement écologique des cours d’eau, exprimées par des traits ou métriques d’intérêt des communautés de macro-invertébrés. Par exemple, la diversité spécifique d’invertébrés benthiques détritivores de type déchiqueteur ou encore les abondances totale ou relative de ces espèces dans le peuplement, semblent être des métriques candidates intéressantes afin de caractériser l’influence de la structure de la ripisylve sur la biodiversité des macroinvertébrés benthiques.
Les cours d’eau peuvent en outre être classés selon différentes typologies, notamment par les hydroécorégions, qui peuvent avoir une importance significative sur les relations observées. Ces typologies peuvent servir de base à l’écriture de modèles hiérarchiques spatio-temporels, cherchant à identifier la variabilité de ces relations dans l’espace et les poids relatifs des variabilités intra-classe et totale.

### Profil souhaité du candidat(e) :
Pour effectuer ce stage, nous recherchons un étudiant en stage de Master 2 d’écologie avec une bonne formation en statistiques ou de biostatistique avec une bonne sensibilité pour les questions écologiques fondamentales. Les qualités et compétences souhaitées sont :
– intérêt pour la thématique écologique
– bonnes connaissances en statistiques Bayésiennes et fréquentistes
– bonne connaissance du logiciel R
– formé aux méthodes scientifiques (bibliographie, hypothèses…)
– bonnes capacités rédactionnelles et relationnelles
– anglais nécessaire

### Conditions matérielles
Le montant de la rémunération est de 554,40 euros mensuels. Le stage sera effectué à Lyon. Une période d’une à deux semaines à Nogent-sur-Vernisson est également prévue, où un accueil dans des chambres étudiantes est possible sur le domaine des Barres (suivant disponibilité).

Contacts:
Jérémy Piffady, [email protected], 04 72 20 86 23
Frédéric Gosselin, [email protected], 02 38 95 03 58

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