La clé d'identification d'AQUABIO, réalisée dans le cadre d'un appel à projet avec le Parc national de la Guadeloupe, est disponible ICI. 

Jusqu'à présent, les ouvrages existants ne permettaient d'identifier que les taxons de cours d'eau.  Nous proposons une mise à jour de la clé de l'Atlas de Bernadet et al., réalisée à l'époque sous l'égide des DEAL Guadeloupe et Martinique et de l'ONEMA (Office français de la biodiversité).  Cette nouvelle version permet d'identifier la majorité des invertébrés des cours d'eau et des mares et étangs de Guadeloupe, en général au niveau du genre et avec pas mal de nouveaux genres jamais signalés en Guadeloupe ou en Martinique.  

Nous remercions les précédents auteurs pour leur autorisation d'utiliser leur travail, en particulier Nicolas Bargieret Régis Céréghino.

Le retour de la biodiversité dans les eaux douces européennes est à l'arrêt pour les invertébrés . Une nouvelle étude, parue dans la revue Nature, démontre, à partir de données récoltées entre 1968 et 2020 dans 22 pays d'Europe, qu'après une amélioration de la diversité taxonomique et fonctionnelle des invertébrés avant 2010, il n'y a plus de gain depuis 2010. 

Les gains auraient été obtenus grâce aux efforts réalisés entre 1990-2010 sur le traitement des eaux usées.

D'après les résultats de cette étude, les effets négatifs sur les communautés d'invertébrés sont observés principalement en aval des barrages, dans les zones urbaines (micropolluants et espèces exotiques) et agricoles (pesticides, engrais, colmatage et salinisation des eaux). Le changement climatique serait également coupable avec l'augmentation de la température des eaux.

Les auteurs soulignent que des efforts supplémentaires de mitigation sur ces pressions doivent être menés si l'on souhaite retrouver des cours d'eau en bon état.

Retrouvez l'intégralité de l'article ici : https://www.nature.com/articles/s41586-023-06400-1

L'arrêté du 25 janvier 2010 relatif aux méthodes et critères d'évaluation de l'état écologique a été à nouveau modifié. Le nouvel arrêté en vigueur est l’arrêté du 9 octobre 2023. Il prend notamment en compte:

• pour les cours d'eau, du nouvel indice invertébrés I2M2 Cours d’Eau Profonds  et de l'indice phytoplancton IPHYGE 

• pour les plans d'eau, de l'Indice Macroinvertébrés Lacustres IML,  l'Indice Biologique Diatomées Lac IBDL et L'indice spécifique à l'HYdroMOrphologie des lacs LHYMO

• de nouveaux indices d'outre-mer (IRM, IDGF...)

Retrouvez l'arrêté sur légifrance https://www.legifrance.gouv.fr/jorf/id/JORFTEXT000048347187

AQUABIO a le plaisir de partager avec vous la nouvelle de la parution d’un nouveau guide sur la gestion des ripisylves conçu et écrit par deux de nos collèges (Mireille Boyer et Nadège Popoff) en collaboration avec Guillaume Piton de l’INRAE et à l’initiative du Réseau Régional des Gestionnaires de Milieux Aquatiques (RRGMA) et de l’Agence Régionale de la Biodiversité et de l’Environnement (ARBE) de la région Sud.

Conçu en trois parties, ce guide présente d’abord un panorama des connaissances scientifiques et techniques puis explique le rôle des Plans Pluriannuels de Gestion de la Végétation (PPGV) avant de s’intéresser à certains des aspects pratiques les plus importants de leur mise en œuvre.  

L’entretien des cours d’eau est présenté comme une gestion essentiellement écologique prenant en compte la sensibilité des habitats et des espèces, et une gestion forestière s’appuyant sur l’état et le devenir des arbres et des cordons boisés rivulaires. Nous espérons qu’il sera d’une aide précieuse pour les bureaux d’études et les techniciens de rivière chargés de définir ou de mettre en place ces programmes d’interventions.

Le guide est téléchargeable à cette adresse ICI (BOYER. M, POPOFF N. et PITON G., 2023. La gestion de la végétation dans le cadre de la compétence GEMAPI, Guide technique, Agence Régionale de la Biodiversité et de l’Environnement Provence-Alpes-Côte d’Azur, Collection technique, 106 p).

L'indice BECOME et son outil diagnostique sont parus en 2023 dans la revue Ecological Indicator. L'occasion d'interroger Frédéric Labat, notre responsable R&D et co-auteur de l'indice sur l'intérêt de ce nouvel indicateur.

Frédéric, peux-tu nous en dire plus sur cette publication?

J'ai co-écrit cet article avec Philippe Usseglio-Polatera, une référence internationale dans le domaine de la bioindication des milieux aquatiques.  Une expérience très enrichissante! Après ma thèse sur les facteurs environnementaux déterminants des communautés des mares et étangs, je souhaitais profiter de la publication de l'indice pour améliorer sa fiabilité. J'ai proposé à Philippe un nouveau design statistique que j'avais commencé à éprouver dans un autre papier (Labat & Thiébaut, 2022). Le plus gros de notre travail a été de consolider, simplifier et clarifier cette démarche. L'objectif de ce papier n'était pas de vulgariser l'indice pour les gestionnaires, mais de valider l'indice et de proposer un nouveau design permettant à tout chercheur spécialiste en bioindication de développer des indices performants pour des écosystèmes très complexes, y compris en contexte majoritairement anthropisé. Même si le papier reste assez difficile à lire pour des non-spécialistes (comme tous les papiers sur les indices multimétriques modernes), l'indice est très facile à utiliser et à interpréter, grâce à l'interface web de calcul et à son outil diagnostique qui permet d'identifier les sources d'altération des communautés. Et il fonctionne partout en France métropolitaine (sauf en Corse), que le plan d'eau fasse 2m² ou 40ha, quel que soit son ombrage, qu'il soit connecté ou non à un cours d'eau, à 5m ou 3000m d'altitude.

Quels sont les apports principaux de l'indice BECOME pour la bioindication des mares et des étangs à l'échelle internationale?

La bioindication des mares et étangs est un défi scientifique de taille. À l'exception de l'indice PSYM en Grande-Bretagne (Biggs et al., 2000), aucun indice de bioindication non cantonné à des aires géographiques et types restreints n'a pu être développé pour les mares ou les étangs (e.g. Menetrey et al., 2011, Trigal et al., 2008, Gernes & Helgen, 2002). Des équipes de recherche se sont déjà cassé les dents sur cette question (e.g. Bird et al., 2013), alors que l'on trouve profusion d'indices biologiques pour les cours d'eau ou les plus grands plans d'eau (e.g. Birk et al., 2012). Cette difficulté provient notamment de l'extrême diversité et du dynamisme de ces écosystèmes, et de l'importance significative de nombreux facteurs environnementaux sur les communautés (l'altitude, le climat, la géologie, la superficie, mais aussi l'ombrage, la profondeur moyenne, la connectivité...).

Cette complexité rend les approches typologiques (regrouper ces écosystèmes en types censés abriter des communautés identiques, ou au moins des valeurs de métriques équivalentes) assez hasardeuses, ou en tout cas trop imprécises pour obtenir un indicateur fiable. Si on veut obtenir un indice efficace avec une approche typologique, il faut multiplier les types et complexifier leur définition à un point que ça devient illisible pour les utilisateurs.  De plus, c'est difficilement envisageable dans des régions anthropisées comme la France, de nombreux types ne disposant plus de site de référence. Il est donc d'usage de trouver un compromis en optant pour une typologie simplifiée qui caricature les écosystèmes, et qui grève la précision des indices. Ces typologies simplifiées ont des difficultés à prédire les communautés de référence (e.g. Jupke et al., 2023), ce qui peut poser des problèmes pour évaluer correctement l'état de conservation des écosystèmes.

Des modèles qui permettent de prédire avec précision les caractéristiques des communautés en situation de référence, quel que soit le contexte

J'ai donc décidé, à l'image des Britanniques, de m'affranchir de l'approche typologique en développant des modèles permettant de prédire avec précision les caractéristiques des communautés en situation de référence, quel que soit le contexte. Cette approche prédictive a été modernisée avec des outils statistiques récents, et consolidée en m'inspirant des démarches proposées pour développer l'I2M2 (l'indice invertébrébrés pour les cours d'eau français, Mondy et al., 2012). La précédente version de l'indice BECOME, qui reposait notamment sur une typologie plus précise que celle proposée pour les plans d'eau de la directive cadre sur l'eau, avait une efficacité de discrimination "DE" des sites dégradés de 62 %. Cela signifie que l'on avait 38 % de chances de considérer qu'un site dégradé ne l'était pas. Cette imprécision avait des conséquences opérationnelles, car elle pouvait conduire à des erreurs de gestion. Avec cette nouvelle version, il n'y a plus que 6% de chances de se tromper dans l'évaluation.

Quels sont les apports de l'indice BECOME par rapport aux méthodes d'évaluation des mares et étangs utilisées en France?

Ces méthodes reposent toutes sur avis d'expert (IcoCAM, suivis d'amphibiens ou d'odonates...) ou consensus d'experts (indicateurs biologiques de RhoMéo...). Elles n'ont pas fait l'objet de validation statistique ni de publication dans des revues internationales permettant d'évaluer leur fiabilité. Elles permettent, dans le cas des mares et étangs, d'avoir une idée des communautés sur des groupes "parapluie" ou "phares" comme les Odonates, les Amphibiens ou les Coléoptères. L'utilité de tels groupes pour évaluer et gérer des écosystèmes reste très discutée dans la communauté scientifique (e.g. Andelman & Fagan, 2000 ; Lundberg & Arponen, 2022). Par exemple, ces méthodes ont tendance à faire dériver les pratiques de gestion : de nombreux gestionnaires considèrent qu'ils "restaurent" des mares lorsqu'ils mettent en place des mesures pour accueillir des amphibiens ou des libellules. Ce n'est pas de la restauration, mais de la réhabilitation d'une capacité d'accueil pour ces groupes. La restauration consiste à s'approcher d'un écosystème fonctionnel dépourvu de pressions anthropiques (Gann et al., 2019). Si gérer les mares et étangs, c'est faire en sorte qu'ils accueillent un cortège d'espèces à statut ou sympathiques, nous sommes encore loin de la restauration, qui est censée nous apporter un plus grand nombre de services écosystémiques, et des écosystèmes fonctionnels en bon état de conservation.

Cela ne veut pas dire que les indications fournies par ces méthodes sont fausses. Pendant deux décennies, les hydrobiologistes ont utilisé un indice qui ne reposerait que sur avis d'expert: l'IBGN. Mondy et al. ont démontré en 2012 que cet indice avait une DE de 62%, pas si mal pour un indice conçu pour réagir aux pollutions organiques!  En comparaison, l'I2M2 (avec les valeurs seuil historiques) a une DE de 82%.

Un design statistique robuste est essentiel pour obtenir un indicateur fiable et opposable

Comment en arrive-t-on à un tel niveau de précision? En respectant quelques règles définies après des décennies d'expérience en bioindication dans le monde (cf. Hering et al., 2006): (1) on évalue un écart par rapport à des écosystèmes de référence (= sans ou très peu de pressions anthropiques, avec des modèles prédictifs ou une typologie définie d'après communautés ou métriques), (2) on s'assure que l'indice discrimine efficacement les sites dégradés (notre fameuse DE), (3) que la corrélation entre l'indice et les pressions est démontrée, (4) la combinaison de métriques qui composent l'indice est issue d'une sélection itérative permettant de choisir la combinaison la plus performante. Aucune méthode d'évaluation des mares et étangs utilisée en France ne respecte au moins un de ces quatre critères assurant une évaluation robuste, et on ignore tout de leur capacité à discriminer des pressions.

Un design statistique robuste est essentiel pour obtenir un indicateur fiable et opposable. Je ne remets pas en cause l'importance du jugement ou du consensus d'experts et de la connaissance empirique pour évaluer les écosystèmes. Celle-ci est même essentielle pour une démarche scientifique robuste (Nanglu et al., 2023). Mais faire de la science, c'est aussi "penser contre le cerveau" (G. Bachelard). L'évaluation d'un écosystème ne doit pas reposer exclusivement sur des jugements d'experts dépourvus de validation statistique. Les connaissances empiriques et théoriques restent indispensables pour identifier les sites qui échappent à l'efficacité d'indicateurs robustes, et apporter une plus-value dans l'interprétation des résultats

Quels sont les apports de l'indice BECOME par rapport aux indicateurs de la Directive Cadre sur l'Eau pour les plans d'eau français?

Les indicateurs DCE n'ont pas les mêmes objectifs que l'indice BECOME. Leur objectif premier est d'évaluer un état écologique sur des grands plans d'eau, généralement > 50 ha. Les protocoles qui permettent de calculer les indicateurs n'ont pas besoin de détecter des taxons rares, exotiques ou caractéristiques des mares et étangs pour évaluer un état de conservation. BECOME repose sur des protocoles qui permettent de détecter ces taxons pour évaluer l'état de conservation tout en restant représentatifs et reproductibles pour évaluer un état écologique (Labat et al., 2002a, Labat et al, 2022b).

De plus, les indicateurs DCE reposent sur une typologie de plans d'eau européenne très simplificatrice. Cela ne semble pas poser de problème pour évaluer un état écologique sur de grands plans d'eau. Mais plus le plan d'eau est petit, plus l'influence de facteurs environnementaux simplifiés ou non pris en compte par la typologie peut être élevée, ce qui peut altérer la précision des indicateurs DCE.

BECOME prend en compte des pressions biotiques internes, qui ont une influence fondamentale sur le fonctionnement des mares et étangs.

Enfin, BECOME prend en compte un plus grand nombre de pressions que les indices DCE, notamment les pressions "biotiques internes" comme les écrevisses et les poissons exotiques envahissants, les surpopulations d'oiseaux d'eau... Ces pressions ont une influence fondamentale sur le fonctionnement des mares et étangs, et déterminent l'efficacité des mesures de restauration  (Abell, 2018 ; Tammeorg et al., 2023). C'est moins le cas sur les grands plans d'eau, en particulier lorsqu'ils sont profonds, et pour lesquels l'impact des pressions issues du bassin versant domine (Cooke et al., 2001). D'un autre côté, BECOME n'a pas été conçu pour répondre à des pressions plus spécifiques aux grands plans d'eau. Ainsi, l'indice DCE invertébrés plans d'eau IML (Dedieu & Verneaux, 2022) est sensible au marnage, afin d'évaluer l'état des grandes retenues artificielles marnantes, alors que BECOME est sensible à l'hydropériode, c'est à dire aux variations de niveau d'eau conduisant à des assecs sur des petits milieux ou des étangs vidangés.

Indices DCE et BECOME ne sont tout simplement pas conçus pour évaluer les mêmes écosystèmes ou répondre aux mêmes problématiques.

Enfin, un apport majeur de BECOME par rapport à tous les indicateurs plans d'eau utilisés en France (et ailleurs) est de proposer un outil diagnostique qui permet d'identifier et hiérarchiser les causes d'altération des communautés. Il permet de piloter des mesures de restauration de l'écosystème évalué. Parce qu'il repose sur des modèles statistiques robustes, il permet de mieux prioriser et négocier des changements de pratiques avec les gestionnaires et usagers du plan d'eau ou de son bassin versant (limiter le piétinement des berges, modifier les pratiques de pêche et d'empoissonnement, agir sur les sources de pollution ponctuelles ou diffuses ...).

As-tu un exemple illustrant comment l'outil permet de piloter la gestion de plans d'eau?

Voici un exemple d'évaluation de travaux de "re"naturation sur un réseau de plans d'eau. Il s'agit de plans d'eau interconnectés, légèrement empoissonnés en Cyprinidae, et dans un bassin versant où la pression de pâturage est assez élevée. On y trouve également un certain nombre de nichoirs artificiels pour les canards, ce qui peut provoquer des déséquilibres écologiques (Chaichana, 2009 ; Hansson et al., 2010). Tous ces étangs pâtissent de berges franchement verticales. Les travaux de renaturation ont consisté en un adoucissement des berges et reprofilage de la zone littorale sur les deux plus grands étangs. Il n'y a pas eu d'état initial avant travaux, les deux autres étangs servent donc ici de témoins. Même si ce n'est pas idéal, cette comparaison est possible grâce aux modèles prédictifs qui permettent de "recaler" toutes les métriques qui permettent de calculer l'indice et l'outil diagnostique sur la même échelle.

Même lorsque les travaux de restauration sont d'une efficacité relative, l'outil diagnostique permet de mettre en évidence que les actions menées n'ont pas été inutiles, et de définir quels sont les axes qui restent à améliorer.

Les diagrammes radar de l'outil diagnostique BECOME indiquent que le gain des travaux de renaturation ( >70% du littoral restauré) a été notable sur l'étang renaturé 1, avec une très forte réduction des pressions morphologiques (altération de berge et du littoral). L'étang est en état moyen (BECOME = 0.75) alors que les trois autres sont en état passable (BECOME compris entre 0.43 et 0.56). Si les travaux de renaturation sur l'étang restauré 2 ont été suffisants (environ 50% du littoral restauré) pour réduire l'impact probable des pressions morphologiques en dessous du seuil de significativité (lignes rouges pointillées), le gain sur l'état global de l'étang renaturé 2 est peu significatif (même s'il obtient une note supérieure aux deux témoins). Ces travaux de renaturation sont donc une réussite en demi-teinte, parce que :

• Aucune action n'a été menée pour réduire les intrants liés aux pratiques agricoles sur le bassin versant. Les prairies surpâturées sont identifiées ici comme la pression qui a le plus d'impact sur les communautés, en particulier sur les deux plus grands étangs qui drainent des bassins versants plus importants.

• L'étang renaturé 2 est alimenté par les eaux des trois autres étangs (pression "polluants externes"), principalement polluées par les prairies surpâturées.
  

• La présence de poissons, en particulier de cyprinidae, est également une pression notable qu'il aurait été souhaitable de réguler (désempoissonnement ou augmentation du stock de poissons piscivores).

Il est aussi possible d'observer d'autres pressions qu'il serait envisageable de mitiger sur ce réseau d'étangs, notamment :

• L'étang renaturé 2 semble avoir un peuplement d'oiseau d'eau trop important. Cela peut être lié à l'état du plan d'eau (les grands plans d'eau altérés ont tendance à attirer de plus fortes populations d'oiseaux omnivores), mais aussi aux aménagements en faveur des oiseaux réalisés sur l'ensemble du réseau de plans d'eau.

• L'étang témoin 2 possède une zone accessible au bétail, qui vient s'y abreuver. Cette zone abreuvoir présente un impact significatif sur les communautés.

Même lorsque les travaux de restauration sont d'une efficacité relative, l'outil diagnostique permet de mettre en évidence que les actions menées n'ont pas été inutiles, et de définir quels sont les axes qui restent à améliorer.

L'indice BECOME et son outil diagnostique permettent donc d'évaluer les mares et les étangs, d'identifier les sources d'altération quand elles existent et de suivre l'efficacité de chaque mesure de mitigation de ces sources d'altération. Ce sont des outils idéaux pour élaborer et faire évoluer un plan de gestion.

Sources bibliographiques

Birk S., Bonne W., Borja A., Brucet S., Courrat A., Poikane S., Solimini A., Van de Bund W., Zampoukas N. & Hering D., 2012. - Three hundred ways to assess Europe’s surface waters: An almost complete overview of biological methods to implement the Water Framework Directive. Ecological Indicators, 18, p. 31‑41.

Notre indice BECOME (Bioindication des ECOsystèmes Mares et Etangs) a été révisé fin 2020. Plus sensible aux pressions, il prend également mieux en compte l’état conservatoire des sites.

Cette fin d'année voit la mise en place d’une nouvelle version de notre indice BECOME, dans le cadre de notre démarche habituelle d’amélioration continue. Cette révision a été rendue possible grâce à :

• Un jeu de données plus important, récolté dans le cadre d’études commandées par des clients qui nous ont fait confiance, et d’une campagne R&D complémentaire sur des plans d’eau d’altitude pour consolider l’indice au-delà de 1200m,

• Une quantification des pressions, qui nous a permis de croiser pressions et 349 métriques candidates,

• Une thèse en cours sur les plans d’eau peu profonds à l’Université de Rennes 1, qui nous a alimenté en nouvelles idées, et nous a apporté des éclairages souvent différents sur nos résultats.

L’indice suit désormais toutes les recommandations des indices multimétriques d’intégrité biologique IBI(Hering et al., 2006). Il permet donc de quantifier un niveau d’altération par rapport à une situation de référence (Figure 1).

Bibliographie :

En 2022, nous avons soumis trois articles parus dans des revues internationales à comité de lecture ainsi qu'un article dans une revue régionale à comité de lecture.

Publier dans de telles revues nous permet de transmettre connaissances et outils à la communauté scientifique ainsi qu'aux acteurs des écosystèmes que nous étudions, mais également de faire valider nos travaux de manière indépendante par des spécialistes du domaine. Ainsi, cette démarche permet de démontrer la fiabilité de nos travaux de recherche.

Les trois articles publiés dans des revues internationales sont tous associés à notre projet de recherche BIOME (BIOindication Mares et Etangs, financé par aquabio, une IPME biodiversité pilotée par l'ADEME, et la FDAAPPMA de Gironde), fruit de dix ans de travaux de recherche et de données récoltées sur plus de 300 plans d'eau de France continentale, visant à développer un indice pour les mares et étangs (plans d'eau peu profonds jusqu'à 50 ha): l'indice BECOME (Bioévaluation des ECOsystèmes Mares et Etangs).

Les deux articles dont nous discuterons ici ont été rédigés dans le cadre d'une thèse sous la direction de Christophe Piscart et Gabrielle Thiébaut (Université de Rennes 1 & CNRS). Ils proposent deux protocoles à utiliser pour suivre les macrophytes et les invertébrés des mares et étangs. Ces protocoles sont comparés à d'autres méthodes d'échantillonnage. Sont présentés également dans les articles quelques résultats permettant de mieux comprendre les facteurs environnementaux qui expliquent la distribution ou la structure des communautés. Nous allons discuter de l'efficacité de ces protocoles à la lumière de résultats obtenus sur le lac de Bourdouze en Auvergne (données non publiées). Ces deux articles sont disponibles sur demande sur la page researchgate du premier auteur.

La publication de ces articles s'inscrit dans une démarche finalement assez originale dans le domaine de la bioindication, car toutes les étapes font l'objet d'une validation indépendante par des pairs. Aucun autre indicateur ou protocole appliquable en France basé sur les macrophytes et les invertébrés des petits plans d'eau n'a fait l'objet d'une validation scientifique indépendante.

Le protocole invertébrés S3i, pour suivre les communautés d'invertébrés des mares et étangs.

Labat F., Piscart C. & Thiebaut G., 2022a. – Invertebrates in small shallow lakes and ponds: a new sampling method to study the influence of environmental factors on their communities. Aquatic Ecology, 56 doi : 10.1007/s10452-021-09939-1.

Le protocole invertébrés a été conçu pour obtenir l'image la plus représentative possible de la communauté en place en réalisant un minimum d'échantillons - et donc avec un coût minimal -. La résolution taxonomique (choix d'identifier certains groupes au genre ou à la famille), également déterminante pour le temps d'analyse, donc le coût du suivi, est issue de travaux déjà publiés en 2017 (Labat, 2017). Ainsi, contrairement au protocole associé à l'indice DCE IML (Dedieu & Verneaux, 2019, adapté aux plans d'eau DCE, généralement >50ha, mais certains plans d'eau des réseaux de suivi font moins de 50 ha et sont assimilables à des étangs), nous avons fait le choix de ne pas identifier les Chironomidae au genre. Toutefois, la richesse totale obtenue est très fortement corrélée à la richesse specifique tous groupes confondus, incluant les Chironomidae (Labat, 2017). Le temps d'analyse est ainsi de 1-3 jours pour BECOME, de 2-3 semaines pour l'IML, selon l'expérience des opérateurs, pour un temps d'échantillonnage comparable.

Les résultats de notre article de 2022 mettent notamment en évidence que la végétation littorale (<20cm de profondeur) est une zone d'accueil fondamentale pour la majorité des invertébrés. Ce résultat a des conséquences importantes dans le choix de la méthode à sélectionner pour évaluer un plan d'eau. Ainsi, le protocole IML exclut ces habitats littoraux, d'après une supposée variabilité de ces habitats. Cependant, les publications sur lesquelles reposent ce choix (Brodersen, 1995 ; Scheifhacken et al., 2007) n'ont analysé que la variabilité des habitats non végétalisés sur de très grands plans d'eau (avec un fort impact du vent). Ces habitats sont très pauvres donc statistiquement très variables, ce qui n'est pas le cas des habitats végétalisés, en particulier dans les petits plans d'eau. Par conséquent, appliquer le protocole DCE indice "IML" sur un plan d'eau peu profond de moins de 50 ha peut ne pas permettre d'obtenir une image représentative de la faune caractéristique de ces milieux, qui se réfugie principalement dans ces habitats rivulaires. Cela peut être problématique si on s'intéresse à l'intérêt patrimonial d'un plan d'eau peu profond (ce n'est pas l'objectif de l'IML), ou à certains impacts de pressions comme l'empoissonnement (non considérée par la DCE), cette pratique étant connue pour avoir un impact très important sur le fonctionnement de ces milieux (Moss et al., 1997 ; Scheffer, 2004 ) et sur les espèces les plus caractéristiques des mares et étangs (Labat, 2021 ; Nieoczym et al., 2023). Au contraire, exclure ces habitats et identifier les Chironomidae peut être une force pour évaluer l'impact d'autres pressions sur des grands plans d'eau : tous ces plans d'eau étant peuplés par des poissons, exclure une bonne partie des invertébrés nageurs sensibles à la prédation piscicole et s'intéresser plus en détail à un groupe qui l'est peu peut permettre de s'affranchir plus facilement de ce facteur.

Ainsi, si l'on compare les richesses taxonomiques observées avec trois protocoles (IML, S3i et ICOCAM, protocole utilisé pour évaluer l'état de conservation de certaines mares en France à partir des Coléoptères aquatiques  (Picard, 2016)) sur le lac de Bourdouze, plans d'eau peu profond de 19 ha, on observe que la faune caractéristique des milieux stagnants (Coleoptera, Heteroptera et Odonata) est moins riche avec l'IML (Figure 1). Celui-ci est plus performant pour les Trichoptères : c'est lié à la différence de période d'échantillonnage, début du printemps pour l'IML, été pour S3i,  la majorité des Trichoptères en plans d'eau émergeant en général au printemps. La richesse en Chironomidae d'après l'IML est de 18 taxons, ce qui correspond à 26% de la richesse totale. L'indice ICOCAM, en ne considérant que les Coléoptères aquatiques (ici, nous n'avons capturé qu'une seule espèce par genre) est très peu informatif sur un plan d'eau de grande taille comme Bourdouze (10% de la richesse totale). Nous avons donc trois protocoles aux objectifs très différents, adaptés à des milieux bien spécifiques, avec des indicateurs associés qui ne sont probablement pas sensibles de la même manière aux pressions. L'indice ICOCAM, qui ne s'intéresse qu'aux Coléoptères, est probablement plus sensible à la présence de poissons, et moins sensibles aux autres pressions (faute de publication sur l'ICOCAM, il n'est pas possible de s'assurer de la relation entre pressions et indice). L'indice BECOME (protocole S3i) est sensible à une très large gamme de pressions (Labat & Usseglio-Polatera, in prep.), mais n'est pas conçu pour évaluer l'effet du marnage des grandes retenues comme l'IML. 

Il convient donc de bien choisir le protocole le plus adapté au milieu et aux questions posées.

Figure 1 : comparaison des richesses taxonomiques par grands groupes d'invertébrés obtenus avec les protocoles IML et S3i. Les résultats ICOCAM ont été déduits de la liste complète issue des deux protocoles. Les niveaux taxonomiques ont été harmonisés pour faciliter la comparaison

Le protocole macrophytes S3m, pour suivre les communautés de macrophytes des mares et étangs.

Dans cet article, nous démontrons la flexibilité du protocole S3m, que nous avons pu appliquer sur des plans d'eau de 1m² à 42 ha. Nous obtenons des résultats globalement équivalents à des méthodes par quadrat ou par cartographie, avec toutefois des temps d'échantillonnage beaucoup plus courts, et une meilleure capacité à détecter les espèces rares ou exotiques que les méthodes par transects ou quadrats.  Il s'agit donc d'un protocole rapide plus adapté à la gestion conservatoire que les protocoles IBML et IBEM par exemple. Ainsi, si nous comparons les résultats obtenus sur le lac de Bourdouze avec le protocole S3m et IBML (Figure 2), le protocole S3m permet d'obtenir une richesse taxonomique et un nombre d'espèces protégées au niveau national plus élevés qu'avec le protocole IBML, avec un temps sensiblement inférieur pour le protocole S3m (sur des plans d'eau de beaucoup plus grande taille, le temps de relevé du protocole IBML serait bien évidemment plus court!). Là encore, nous avons deux protocoles aux objectifs bien différents : l'objectif du protocole IBML est d'obtenir un état "trophique", il convient juste de relever suffisamment de taxons avec un profil écologique pour calculer un IBML, ce qui est assez "facile" à obtenir sur des grands plans d'eau, naturellement plus riches en espèce. L'objectif du protocole S3m est d'évaluer un état de conservation et un état écologique (dont trophique) face à un plus large panel de pressions (indice BECOME, volet macrophytes), et d'évaluer l'efficacité des mesures de gestion sur l'intérêt conservatoire ou le fonctionnement du plan d'eau. La pression d'échantillonnage est adaptée pour récolter un maximum d'information (en un minimum de temps), ce qui est fondamental pour des petits plans d'eau, naturellement plus pauvres en espèces (Labat et al., 2021). Il convient donc là encore de sélectionner le protocole d'échantillonnage le plus adapté pour répondre aux questions posées.

Rédigé par Frédéric Labat le 06/01/2023

Frédéric Labat, notre responsable R&D, a obtenu son doctorat en décembre 2021 sur les facteurs environnementaux déterminants des communautés d’invertébrés et de macrophytes des mares et étangs de France continentale. L’occasion de dresser un bilan de l’avancée de nos travaux sur le suivi et la bioindication des mares et étangs

Frédéric, quels sont les apports principaux de ta thèse ?

Ma thèse porte sur deux grands sujets : d’une part, je propose deux « nouveaux » protocoles d’échantillonnages des macrophytes et des invertébrés (ceux qui permettent de calculer notre indice BECOME) applicables aux plans d’eau peu profonds de 1m² à 50ha (tous ceux très peu ou pas suivis par la Directive Cadre sur l’eau) et je les compare avec différentes stratégies d’échantillonnage inspirées de protocoles existants, et d’autre part, à partir de ces nouveaux protocoles, je mets en évidence les facteurs environnementaux (comme le climat, l’altitude, ou encore la taille du plan d’eau) qui influencent les communautés (leur composition, leur richesse, leur intérêt patrimonial…). Ces deux protocoles ont été publiés dans les revues internationales Biodiversity and Conservation et Aquatic Ecology.

Plus de 300 plans d'eau dans une grande diversité de situations ont été échantillonnés en France pour concevoir l'indice.

Rédiger des articles sur des protocoles d’échantillonnage est assez rare. Quel est l’intérêt ?

En effet, c’est assez rare. Cela peut s’expliquer principalement par le coût expérimental que cela requiert :  tester des protocoles est très chronophage. La validation méthodologique est donc souvent réalisée de manière implicite à partir de résultats obtenus a posteriori. On considère souvent que le protocole est valide lorsque les indices qui en sont issus discriminent bien des pressions. Pourtant ce n’est pas toujours suffisant, d’autant que l’on a tendance à appliquer ces protocoles pour des questions différentes de celles pour lesquelles ils ont été originellement conçus. Ainsi, on ne sait pas si le protocole IBEM, largement utilisé en dehors de son champ d'application, est robuste pour obtenir une image représentative de la richesse de tous les invertébrés, de la richesse spécifique en Coléoptères, ou des abondances de chaque taxon à l'échelle du plan d'eau. Les conclusions issues de protocoles non validés ou sortis de leur champ d'application d'origine peuvent donc être trompeuses. Tester des protocoles et les comparer à d’autres permet de mieux comprendre la qualité de la donnée récoltée, les limites de chaque protocole pour répondre aux questions posées, et leur influence sur les conclusions que l’on peut tirer des résultats. Ainsi, je démontre pour les macrophytes que l’utilisation de transects pour suivre les macrophytes est efficace pour calculer un indice d’état trophique, mais est très chronophage, et permet mal de détecter des espèces rares ou exotiques et ne donne pas une image représentative de la structure de la communauté. Pour les invertébrés nous avons notamment démontré que les stratégies d'échantillonnage IBEM et dérivés, parce qu'elles négligent la vase, un habitat pauvre en espèces mais souvent dominant, ne permettent pas d'avoir une image représentative de la structure des communautés d'invertébrés ou des traits bio-écologiques (ce n'était pas le but de l'IBEM). Nous avons donc testé et publié nos deux protocoles, dont l’objet principal est de récolter une donnée représentative et reproductible en un minimum de temps, permettant d’évaluer l’état écologique des mares et étangs dans les règles de l’art, mais également leur état de conservation. Leur publication dans des revues internationales est une garantie de la qualité de ces deux protocoles.

 Pourquoi étudier les facteurs environnementaux déterminants des communautés ?

D’abord pour mieux comprendre le fonctionnement des écosystèmes mares et étangs. Mais pas seulement ! Identifier les facteurs qui influencent les communautés est fondamental dans la construction des indices, car cela permet de repérer quels sont les facteurs environnementaux à prendre en compte pour « s’affranchir » de leur influence. Par exemple, la richesse floristique est très fortement corrélée à la superficie du plan d’eau, mais est aussi influencée par l’altitude. Il faut donc soit définir une typologie de plan d’eau adaptée, pour laquelle sera attribuée des valeurs de référence de chaque métrique/indice (par exemple petit plan d’eau de plaine vs grand plan d’eau de montagne), soit créer des modèles permettant de prédire des valeurs de référence en fonction de ces facteurs déterminants. L'approche typologique, qui est celle retenue en France pour la directive cadre sur l'eau, est plus simple à mettre en œuvre, mais a tendance à caricaturer l’influence des facteurs environnementaux déterminants, et ne peut pas tous les prendre en compte. Mes travaux démontrent que l’altitude, la superficie, la distance à la source, le climat, la géologie sont des facteurs majeurs à prendre en compte dans la construction d’indices pour les mares et étangs. Pourtant, nombre d’entre eux n'ont pas été pris en compte dans les indices utilisés en France ou dans les pays limitrophes. Cela a probablement des conséquences sur la qualité des évaluations réalisées, et peut conduire à des stratégies de gestion non adaptées.

Quand l’indice BECOME sera-t-il publié ?

C’est en cours ! Un article sur les indices trophiques et sur la méthode prédictive que j’ai développée va être soumis au cours du mois de mai 2022. Cet article s'inscrit dans une nouvelle révision de l’indice, que j'espère soumettre avant fin 2022. Il suit toujours les préconisations de Hering et al., 2017, mais bascule d’un modèle principalement basé sur une typologie à un modèle purement prédictif. La nouvelle version, avec (presque) les mêmes métriques, répond à une plus large gamme de pressions et est plus sensible à ces pressions.

Le nouvel indice sera associé à un outil diagnostique permettant d’identifier quelles sont les pressions responsables de l’altération de l’indice multimétrique (par exemple la présence de poissons exotiques, d'un cours d'eau dégradé, une surpopulation d’oiseaux d’eau, du bétail qui accède au plan d’eau, des pratiques agricoles non vertueuses ou une trop forte urbanisation sur le bassin versant…).

As-tu fait d'autres découvertes à l'occasion de cette révision ?

Cette révision m'a permis de tester près de 800 métriques associées à plusieurs centaines de modèles prédictifs.

J'ai donc pu étudier le comportement des métriques ou groupes utilisés dans des indices utilisés par les gestionnaires. Par exemple, les Coléoptères sans modèle prédictif (utilisés dans l'ICOCAM) sont peu pertinents pour évaluer l'état des petits plans d'eau en général, sauf si on s'intéresse spécifiquement à l'impact des poissons sur les mares et étangs, car la présence de poissons "écrase" les impacts d'autres pressions qui pourraient être observés. Mais si on prend en compte la connectivité du plan d'eau à un cours d'eau (qui conditionne la présence "naturelle" de poissons), la taille du bassin versant (qui conditionne notamment la nature du peuplement piscicole), l'altitude, le climat, la superficie, l'ombrage, la profondeur moyenne et la géologie, alors les Coléoptères deviennent un bioindicateur très performant. Les odonates, qui sont souvent les seuls invertébrés à être suivis pour évaluer les mares, ne sont pas mieux lotis. Sans modèle prédictif, ils ne discriminent correctement aucune pression. Là encore, il faut prendre en compte neuf facteurs environnementaux pour obtenir de bons résultats! Dans l'article en cours de soumission, je démontre que l'IBML, développé pour les grands plans d'eau, est très faiblement corrélé au phosphore total. Ce n'est donc pas un indice trophique au sens strict du terme, en tout cas pour les petits plans d'eau. Toutefois, j'y démontre aussi que l'IBML (associé à un modèle prédictif!) est un des indices les plus performants pour discriminer les pressions. Les gestionnaires qui ont opté pour l'IBML pour évaluer un plan d'eau peu profond de moins de 50ha ont donc pu avoir tendance à diminuer les sources de nutriments en cas de mauvais IBML, alors que son altération pouvait être liée à d'autres sources de perturbation. Ces résultats soulignent l'importance pour un gestionnaire de choisir des outils dont l'application aux milieux étudiés a été validée. La publication de ces outils dans des revues internationales devrait être plus souvent exigée. Elle permet une validation indépendante par des chercheurs spécialistes du domaine, et de trouver des informations transparentes assurant une bonne utilisation et une bonne compréhension de l'outil.

J'ai également vérifié s'il était possible de proposer aux gestionnaires et à la société une version allégée de l'outil (avec des résolutions taxonomiques plus basses, à la famille pour les invertébrés, au genre pour les plantes, et sans estimation des abondances ou des recouvrements) dans l'esprit des sciences participatives. Les résultats ne sont guère satisfaisants, aucune métrique dérivée de cette approche ne discrimine des pressions. Pas le choix! Pour diagnostiquer convenablement une mare ou un étang, il faut des opérateurs aux compétences taxonomiques élevées et formés aux protocoles d'échantillonnages. Nous proposons donc des formations pour atteindre cet objectif. Ainsi, cette semaine, je forme à l'échantillonnage une doctorante qui travaille sur l'évaluation de la restauration de mares à l'échelle de l'Europe.

Hering, D., Feld, C.K., Moog, O., Ofenböck, T., 2006. Cook book for the development of a Multimetric Index for biological condition of aquatic ecosystems: Experiences from the European AQEM and STAR projects and related initiatives. Hydrobiologia 566, 311–324. https://doi.org/10.1007/s10750-006-0087-2

Les propriétés attribuées aux espèces végétales invasives laissent souvent supposer que seuls des moyens très lourds peuvent permettre de les gérer et que sans cela il est trop tard ou inutile d’intervenir. Pourtant la technique manuelle dite du “déterrage précoce” testée la première fois au début des années 2000, a aujourd’hui fait ses preuves.  Elle  consiste à retirer à l’aide d’un piochon, l’intégralité du système aérien et souterrain des nouvelles plantules issues de la dispersion de graines ou de propagules végétatifs. Ces campagnes annuelles menées par des opérateurs de terrain qui suivent les cours d’eau empêchent ainsi l’installation des plantes sur de nouveaux sites. Ils existent des retours d’expérience depuis 2013 de cette technique utilisée en Savoie.

Grâce à cette action menée tous les ans, les renouées ne peuvent plus coloniser de nouveaux sites du littoral.

La technique nécessite de parcourir les berges des cours d’eau ou des lacs pour identifier et repérer les plantules, qui par définition sont très petites. 

La carte ci-dessous montre les échouages de renouées, qui ont pu être éliminés, grâce aux campagnes annuelles de terrain entre 2013 et 2018. Il existe des zones préférentielles d’échouages  en relation avec les zones de production, les vents dominants et le type de substrat. Les berges entièrement enrochées et la côte rocheuse sont ainsi moins facilement colonisées que les plages de sables et galets.  Les échouages ont surtout lieu sur des secteurs déjà colonisés, et les campagnes permettent de ralentir la progression de l’espèce sur ces sites. Par ailleurs, 7 % du littoral du lac a pu être préservé de toute colonisation par les renouées grâce au déterrage précoce.  Le coût de ces opérations rapporté au nombre de plantules enlevés s’élève à 260 €HT, un prix bien faible quand on pense au coût de traitement mécanique des zones une fois envahies, allant entre 80 à 200 €HT par m². 

Dimensionner les campagnes de déterrage précoce sur un réseau hydrographique complet implique d’avoir fait au préalable un état des lieux et un diagnostic complet de celui-ci pour identifier les fronts de colonisation sur lesquels se concentreront les prospections. Pour cela, toutes les stations envahies sont géolocalisées et leur superficie mesurée. Le nombre de stations et la superficie totale envahies permettent ensuite de calculer un stade invasif grâce à des abaques. Le déterrage précoce n’est pas conseillé au stade 4.

Pour en savoir plus sur cette thématique, consultez notre page dédiée à notre activité espèces invasives. N'hésitez pas également à contacter Mireille Boyer mireille.boyer@aquabio-conseil.com.

Le dernier article de ma thèse, qui vient de paraître dans la revue Biodiversity and Conservation, donne quelques éléments : les méthodes par transect, largement utilisées, sont fiables pour calculer un indice trophique (leur usage principal), mais plus coûteuses et moins performantes (même avec une pression d'échantillonnage élevée) pour détecter les espèces rares, exotiques ou évaluer les recouvrements/la structure des communautés végétales.

 Le coupable? La répartition en patch des herbiers, qui limite l'efficacité des techniques de sous-échantillonnage.

Je propose un protocole simple, rapide, et reproductible (celui permettant de calculer notre indice BECOME), permettant d'évaluer l'état écologique, l'état de conservation des mares et étangs, ou de détecter précocement des espèces exotiques envahissantes, condition indispensable pour contrôler leur propagation.

A partir de ce protocole, j'y démontre également l'impact des écrevisses exotiques et des poissons sur l'intérêt conservatoire des communautés de macrophytes.

Retrouvez l'article ICI

Pour en savoir plus, vous pouvez contacter notre responsable R&D, Frédéric Labat (frédéric.labat@aquabio-conseil.com).