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Indice BECOME : le premier outil français de Bioindication des ECOsystèmes des Mares et Etangs

Le projet de recherche BIOME (BIOindication des mares et étangs) porté par Aquabio a abouti en 2018 au premier indicateur national d’évaluation des mares et étangs : l’indice BECOME (Bioindication des ECOsystèmes Mares et Etangs). Cet article présente la version de l’indice actualisée en 2020.

Le projet BIOME (BIOindication des Mares et Etangs) a débuté en 2012 afin de répondre au manque d’outil d’évaluation pour les mares et étangs français. De 2012 à 2016, les travaux de recherche ont été financés par Aquabio et, en 2016, par une initiative IPME biodiversité pilotée par l'ADEME. Ils ont porté sur le développement de méthodes de monitoring adaptés à ces écosystèmes, les choix des compartiments biologiques les plus pertinents à suivre, ainsi que sur la validation scientifique de grands principes de fonctionnement des plans d’eau peu profonds, et notamment la définition d’une typologie écologique des plans d’eau. Arrivé à maturité, le projet a été labellisé en 2016 par le conseil scientifique du pôle de compétitivité DREAM. Dans le cadre de ce projet un autre indice multimétrique, permettant d'évaluer le potentiel des frayères à brochet, a été développé en partenariat avec la FDAAPPMA33. Une thèse sur l’échantillonnage, les facteurs déterminants environnementaux et la typologie des petits plans d’eau est en cours à l’université de Rennes1. Elle exploite les données récoltées dans le cadre du projet ainsi que de nouvelles données récoltées depuis 2018.

L’indice BECOME est la conclusion principale du projet. C’est un indice valable pour tout plan d'eau peu profond de métropole (jusqu'à 4m de profondeur moyenne, ou plus selon les conditions morphologiques et la situation géographique du plan d'eau), de 2m² à 50ha, avec un ombrage inférieur à 70%. En dehors de ces limites, l’outil peut être utilisé pour comparer des chroniques. Il repose sur des relevés de macrophytes et d’invertébrés.

Grands principes de fonctionnement des plans d’eau peu profonds

Les plans d'eau peu profonds se caractérisent par deux états bien distincts :

  • un état « clair », fonctionnel, avec des eaux claires, des communautés de macrophytes et d'invertébrés diversifiées

  • un état « turbide », dysfonctionnel, pouvant provoquer des blooms phytoplanctoniques. La faune et la flore sont banalisées (diminution de la luminosité, disparition des habitats favorables à la faune, problèmes d'oxygénation pendant la nuit, production de toxines...). Cet état peut être pérenne ou saisonnier (Scheffer, 2004). Le basculement en état turbide est en général lié (1) à un enrichissement d'origine anthropique en nutriments, (2) l'introduction de poissons fouisseurs (carpes, brèmes) ou d’écrevisses invasives, (3) une communauté de macrophytes réduite à absente, liée à des particularités ou à des dégradations morphologiques, (4) des cataclysmes climatiques ou une très forte exposition aux vents couplée à une faible profondeur.

Pourquoi étudier les macrophytes ?
  • Les macrophytes sont l’habitat le plus biogène des plans d’eau peu profonds. Ils accueillent la majorité des invertébrés, des poissons et des algues non planctoniques (periphyton). Ils servent de support, d’abris, ou d’aliment pour ces êtres vivants (Wetzel, 2001). La présence d’une communauté de macrophytes diversifiée et abondante est donc essentielle au bon fonctionnement des plans d’eau peu profonds.

  • Ils limitent les phénomènes de houle qui peuvent entretenir un état turbide sur les plus grands plans d’eau (Scheffer et al., 1993).

  • Ils sont en compétition avec le phytoplancton souvent responsable des états turbides (blooms). Les macrophytes peuvent également empêcher l’apparition de ces blooms en secrétant des substances allélopathiques (Mulderij et al., 2007), substances empêchant la croissance de certaines algues ou autres végétaux.

Figure 1 : Rôle central des macrophytes dans le fonctionnement des plans d'eau peu profonds. Les macrophytes sont le régulateur principal du bon fonctionnement des plans d’eau peu profonds. Ils sont au centre de nombreuses boucles de rétroaction assurant la stabilité fonctionnelle du plan d’eau. Flèches vertes = effet amplifiant, flèches orange = effet restrictif. Par exemple, les macrophytes diminuent l’effet des nutriments en les consommant, et améliorent la capacité d’accueil pour les prédateurs comme le brochet. Certains oiseaux d’eau altèrent la communauté de macrophytes en les consommant, augmentent l’altération des berges en les piétinant et augmentent les sédiments en suspension en circulant dans le plan d’eau. C = consommation, H= habitat. (source : Scheffer, 2001, modifié Aquabio)

Pourquoi étudier les invertébrés ?

Les plans d’eau sont des pièges à matière : s’ils ne disposent pas d’un édifice trophique complexe assurant la dégradation, le recyclage, l’exportation ou le maintien dans la chaîne alimentaire de la matière organique, celle-ci s’accumule plus rapidement, entraînant des dysfonctionnements ou un comblement plus rapide du plan d’eau.

  • Les invertébrés occupent la quasi-totalité des niches trophiques des plans d’eau (figure 2). Ils participent très largement au recyclage et à la dégradation des matières organiques vivantes et mortes. L’analyse de l’édifice trophique des invertébrés permet d’obtenir une image de ce dont ils se nourrissent : matières organiques mortes, phytoplancton, zooplancton, périphyton, et même une partie des vertébrés. Leurs cycles de vie sont de plusieurs mois à plusieurs années. Ils sont donc une expression synthétique du fonctionnement trophique global du plan d’eau sur au moins plusieurs mois.

  • Certains insectes aquatiques ont la capacité de voler et peuvent quitter le plan d’eau. Ils sont donc une source d’exportation potentielle de matière organique susceptible de ralentir l’enrichissement et le comblement du plan d’eau. Cette exportation est plus importante pour les espèces qui ne sont aquatiques qu’à l’état larvaire, ces dernières n’y retournant que pour pondre. Ces insectes sont largement consommés par de nombreux vertébrés et insectivores, dont de nombreuses espèces à fortes valeur patrimoniales (oiseaux, chauves-souris, odonates adultes...).

Figure 2 : Place des invertébrés dans le réseau trophique du plan d’eau et pour partie dans les écosystèmes environnants (source : Aquabio)


L'indice become : une évaluation de l’impact des pressions, des fonctions et de la biodiversité par rapport à un optimum attendu

L’indice BECOME est un indice multimétrique qui respecte les préconisations de la bioindication multimétrique expérimentées principalement dans le cadre des suivis d’état biologique en cours d’eau en Europe et ailleurs (Hering et al., 2006).

Il repose donc sur une sélection statistique de métriques sensibles à un cocktail de pressions préalablement identifiées et quantifiées, et évalue un écart à une situation de référence. Toutefois, l’indice BECOME possède quelques spécificités que l’on ne rencontre pas dans ces indices :

  •  Il repose sur 2 compartiments biologiques (invertébrés et macrophytes) contre 1 habituellement. Cette approche permet d’obtenir une image plus complète du fonctionnement et de l’intérêt conservatoire des plans d’eau, tout en rationnalisant les coûts du suivi,

  • il inclut des métriques permettant d’évaluer l’état de conservation. Les aspects conservatoires ne sont généralement que peu considérés dans les indices de suivis d’état biologique (Turak et al., 2017),

  • certaines métriques ont été sélectionnées car elles pouvaient également traduire des fonctions bio-écologiques majeures 

L’indice BECOME est donc une combinaison de sous-indices réagissant à un cocktail d’une à neuf pressions (tableau 1). Il permet d’« évaluer précocement les altérations du milieu liées à des perturbations d’origine anthropique » (Ramade, 2008), mais il exprime également le fonctionnement du plan d’eau et son état conservatoire.

Tableau 1 : Pressions prises en compte pour sélectionner les métriques de l’indice BECOME

L'indice BECOME est composé de 10 métriques, sélectionnées parmi 349 métriques d’après leur performance à discriminer différentes pressions. La combinaison de ces métriques permet d’obtenir un indice multimétrique qui répond efficacement à un gradient de pressions (figure 3), tout en prenant en compte les influences biogéographiques par le biais d’une typologie.
Figure 3 : Sensibilité de BECOME à un gradient de pressions. 0= aucune pression constatée à 4 : cocktail d’au moins 3 pressions très fortes (source : Aquabio)


Les métriques sélectionnées sont : 

  • Deux métriques de richesses invertébrés et macrophytes évaluant l’écart entre le nombre de taxons invertébrés et macrophytes obtenu et celui attendu.

  • Deux métriques de conservation invertébrés et macrophytes. La métrique invertébrés est un indice dérivé de Foster et al., 1989, basé sur la fréquence des taxons en milieu aquatique évaluée d’après un jeu de données de 6000 sites de France continentale. La métrique macrophytes est calculée d’après la déviation au cortège floristique attendu pour le biotype considéré (adapté de Oberdorff et al., 2001).

  • Deux métriques de composition-abondance : la métrique COLOD (richesse en Coléoptères et Odonates) et une métrique basée sur le recouvrement attendu en macrophytes. Cette dernière exprime principalement la fonction bio-écologique majeure de maintien de la transparence par les macrophytes (métrique de « Transparence potentielle »).
  • Deux métriques dites « fonctionnelles » : la métrique d’habitabilité, basée sur un indice de diversité de Shannon calculée à partir des formes de vie des macrophytes, exprimant la capacité d’accueil du site, et la métrique d’équilibre trophique, qui correspond au % d’invertébrés à dispersion active (Tachet et al., 2012). Cette dernière métrique est très fortement corrélée à toutes les métriques basées sur l’équilibre des traits alimentaires des invertébrés que nous avons testés. Elle exprime donc la capacité des invertébrés à recycler et exporter les matières organiques.
  • Deux métriques de sensibilité : la métrique SPEAR, reconnue pour sa sensibilité aux pesticides et plus largement aux micropolluants (Liess & Ohe, 2005; van der Lee et al., 2020), et une métrique de sensibilité des macrophytes à l’eutrophisation de type Zelinka & Marvan, 1961.

     

     

 Figure 4 : Exemple de diagramme radar des sous-métriques de l’indice BECOME, sur un plan d’eau des volcans d’Auvergne d’origine artificielle. Ce plan d’eau est associé à une zone tourbeuse à très fort intérêt patrimonial, mais souffre de problèmes d’eutrophisation chronique en lien avec l’activité agricole sur le bassin versant (principalement pâturage et amendements). Cet étang, fortement envasé, est en fin de vie, avec un édifice trophique qui n’est plus en mesure de recycler et exporter convenablement les matières organiques.


Un outil libre et gratuit

L’engagement envers la communauté dans une logique de développement durable fait partie des 7 engagements des sociétés coopératives comme Aquabio. Nous avons donc décidé :

  • de fournir un outil libre et gratuit pour calculer l’indice, disponible à cette adresse. Vous y trouverez le guide d’application de la méthode (de l’échantillonnage au traitement laboratoire), et un outil de calcul de l’indice en ligne,

  •  de proposer des formations et des accompagnements aux structures qui le souhaitent pour appliquer la méthode dans les règles de l’art,

  • de proposer des formules « low-cost » aux gestionnaires qui disposent de compétences en botanique : ils se chargent de l’échantillonnage et des relevés macrophytes, nous nous chargeons des analyses invertébrés et de l’expertise des données.


Des futures évolutions ?
Nous espérons fournir l’outil le plus satisfaisant pour les gestionnaires. Dans cette optique, nous le perfectionnons et le consolidons au gré des données récoltées, soit dans le cadre d’études, soit dans le cadre de petites campagnes de R&D dans des secteurs ciblés. Parmi les axes d’amélioration futurs, nous espérons inclure les mares ombragées à l’outil.


 Pour toute information, n’hésitez pas à nous contacter à l’adresse plan.deau@aquabio-conseil.com


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Ont également participé au projet : Le Parc National des Pyrénées, les PNR des Bauges, du Ballon des Vosges, des Causses du Quercy, du Périgord-Limousin, du Plateau des Millevaches, des Préalpes Cotes d'Azur, des Volcans d'Auvergne et des Vosges du Nord, l'EPTB Seine Grands Lacs, L'Agence de l'eau Adour Garonne, les CEN d'Aquitaine, de Lorraine et du Limousin, l'ONF, l'ONCFS, la Fédération départementale des Chasseurs de Gironde, les FDAAPPMA de Dordogne et des Vosges, le GEREPI, l'AMV, les communes ou syndicats de communes d'Andernos, Sage-Blavet et Trégor Lannion. Ainsi que de nombreux propriétaires et collectivités qui nous ont autorisés à échantillonner leurs plans d'eau.

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Références

Foster, G. N., A. P. Foster, M. D. Eyre, & D. T. Bilton, 1989. Classification of water beetle assemblages in arable fenland and ranking of sites in relation to conservation value. Freshwater Biology 22: 343–354.

Hering, D., C. K. Feld, O. Moog, & T. Ofenböck, 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.

Liess, M., & P. C. V. D. Ohe, 2005. Analyzing effects of pesticides on invertebrate communities in streams. Environmental Toxicology and Chemistry 24: 954–965.

Mulderij, G., E. H. Van Nes, & E. Van Donk, 2007. Macrophyte–phytoplankton interactions: The relative importance of allelopathy versus other factors. Ecological Modelling 204: 85–92.

Oberdorff, T., D. Pont, B. Hugueny, & D. Chessel, 2001. A probabilistic model characterizing fish assemblages of French rivers: a framework for environmental assessment. Freshwater Biology 46: 399–415.

Ramade, F., 2008. Dictionnaire encyclopédique des sciences de la nature et de la biodiversité. Dunod, Paris

Scheffer, M., 2001. Alternative Attractors of Shallow Lakes. The Scientific World JOURNAL 1: 254–263.

Scheffer, M., 2004. Ecology of shallow lakes. Kluwer, Dordrecht.

Scheffer, M., S. H. Hosper, M.-L. Meijer, B. Moss, & E. Jeppesen, 1993. Alternative equilibria in shallow lakes. Trends in Ecology & Evolution 8: 275–279.

Tachet, H., P. Richoux, M. Bournaud, & P. Usseglio-Polatera, 2012. Invertébrés d’eau douce: systématique, biologie, écologie. CNRS Editions, Paris.

Turak, E., I. Harrison, D. Dudgeon, R. Abell, A. Bush, W. Darwall, C. M. Finlayson, S. Ferrier, J. Freyhof, V. Hermoso, D. Juffe-Bignoli, S. Linke, J. Nel, H. C. Patricio, J. Pittock, R. Raghavan, C. Revenga, J. P. Simaika, & A. De Wever, 2017. Essential Biodiversity Variables for measuring change in global freshwater biodiversity. Biological Conservation 213: 272–279.

van der Lee, G. H., M. L. de Baat, N. Wieringa, M. H. S. Kraak, R. C. M. Verdonschot, & P. F. M. Verdonschot, 2020. Structural and functional assessment of multi-stressed lowland waters. Freshwater Science 39: 621–634.

Wetzel, R. G., 2001. Limnology: lake and river ecosystems. Academic Press, San Diego.

Zelinka, M., & P. Marvan, 1961. Zur Präzisierung der biologischen klassifikation der Reinheit flieβender Gewässer. Archiv für Hydrobiologie 57: 389–407.


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