THÈSE

Pour l'obtention du grade de DOCTEUR DE L'UNIVERSITÉ DE POITIERS École nationale supérieure d'ingénieurs (Poitiers) Institut de chimie des milieux et matériaux de Poitiers - IC2MP (Diplôme National - Arrêté du 7 août 2006)

École doctorale : Sciences pour l'environnement - Gay Lussac Secteur de recherche : Chimie et microbiologie de l'eau

Présentée par : Joëlle Jandry

Proposition d'indicateurs de la qualité du milieu pour la préservation et la réintroduction d'Austropotamobius pallipes : éphémères et matière organique

Directeur(s) de Thèse : Frédéric Grandjean, Jérôme Labanowski

Soutenue le 14 décembre 2012 devant le jury

Jury :

Président Naim Ouaini Professeur, Université Saint Esprit de Kaslik, Liban

Rapporteur Julian D. Reynolds Professor, University of Dublin, Ireland

Rapporteur Stéphane Mounier Professeur des Universités, Université de Toulon

Membre Frédéric Grandjean Professeur des Universités, Université de Poitiers

Membre Jérôme Labanowski Chargé de recherche CNRS, Université de Poitiers

Membre Claude Daou Maître de conférences, Université Saint Esprit de Kaslik, Liban

Pour citer cette thèse : Joëlle Jandry. Proposition d'indicateurs de la qualité du milieu pour la préservation et la réintroduction d'Austropotamobius pallipes : éphémères et matière organique [En ligne]. Thèse Chimie et microbiologie de l'eau. Poitiers : Université de Poitiers, 2012. Disponible sur Internet THESE

Pour l’obtention du Grade de

DOCTEUR DE L’UNIVERSITE DE POITIERS

(ECOLE NATIONALE SUPERIEURE d’INGENIEURS de POITIERS) (Diplôme National - Arrêté du 7 août 2006)

Ecole Doctorale : Sciences pour l'environnement GAY LUSSAC ED n°523

Secteur de Recherche : CHIMIE ET MICROBIOLOGIE DE L'EAU

Présentée par

Joëlle JANDRY Maitre ès sciences

************************ Directeurs de thèse : M. Parinet Bernard & M. Grandjean Frédéric Co-directeur de thèse : M. Labanowski Jérôme

Proposition d’indicateurs de la qualité du milieu pour la préservation et la réintroduction d’Austropotamobius pallipes : Ephémères et Matière Organique

************************

Soutenance prévue le 14 décembre 2012, devant la Commission d’Examen

************************

JURY

Rapporteurs : M. Reynolds Julian, Professeur, Université de Dublin (Irlande) M. Mounier Stéphane, Professeur, Université du Sud-Toulon Var

Examinateurs : M. Ouaini Naim, Professeur, Université USEK (Liban) Mme Daou Claude, Maître de Conférences, Université USEK (Liban)

Directeurs de Thèse : M. Grandjean Frédéric, Professeur, Université de Poitiers M. Labanowski Jérôme, Chargé de Recherche CNRS, Université de Poitiers Résumé

L’Ecrevisse à pattes blanches ou Austropotamobius pallipes est un des organismes sentinelles des rivières françaises dont le déclin accompagne la dégradation progressive des masses d’eau superficielle. Les programmes de repeuplement pour la conservation de l’espèce s’inscrivent dans le cadre de la restauration écologique et de la surveillance de la bonne qualité des milieux. Pour leur réussite, il est nécessaire de pouvoir évaluer le potentiel d’un site à être repeupler. En ce sens, le présent travail a proposé l’emploi des éphéméroptères et de la matière organique comme indicateurs. L’étude a été menée sur des ruisseaux de têtes de bassin des Deux-Sèvres qui constituent encore des sites à A. pallipes.

La présence de certaines familles d’éphéméroptères (Leptophlebiidae) est corrélée avec la présence de cette écrevisse. Ces indicateurs biologiques ont prouvé leur efficacité dans le cadre de campagne de repeuplements réussis.Les propriétés de fluorescence de la matière organique expriment le fonctionnement des milieux et par extension leur qualité. Un modèle statistique bâti sur ces propriétés permet également de prédire la probabilité de présence ou d’absence d’A. pallipes pour un site donné. Les deux indicateurs proposés dans ce travail ont montré leur potentiel pour servir d’outil à la réintroduction de cette espèce.

Mots clés : Qualité de l’eau, Bioindicateurs, Austopotamobius pallipes, Leptophlebiidae, Matière Organique.

Abstract

White-clawed crayfish (Austopotamobius pallipes) is a sentinel organism in French rivers. Its decline follows the progressive degradation of the masses of water surfaces. Restocking programs for the conservation of this species take place in the frame of ecological restoring and monitoring of good environment quality. For their success, it is necessary to evaluate the potential of a site to be repopulated. In this sense, the present work proposes the use of Ephemeroptera (Leptophlebiidae) and Organic Matter as indicators. This study was conducted in headwater streams of the Deux-Sèvres region (France), which are suitable sites for A. pallipes.

The presence of certain species of mayflies is correlated with the presence of this white-clawed crayfish. This biological indicator had proven its efficiency under a succeeded restocking campaign. The fluorescence properties of the Organic Matter express the functionning of the sites and by expansion their quality. A statistical model built on these properties also allows to predict the probability of a site for the presence or absence of A. pallipes. Two indicators proposed in this work have shown their potential to serve as a tool for the reintroduction of this species.

Keywords: Water Quality, Bioindicators, Austopotamobius pallipes, Leptophlebiidae, Organic Matter. SOMMAIRE

Introduction 1

Chapitre 1 : Étude Bibliographique 4

Chapitre 2 : Matériel et Méthodes 46

Chapitre 3 : Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of white-clawed 62 crayfish (Austropotamobius pallipes).

Chapitre 4 : The relationship between Ephemeroptera and presence of the white- 69 clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou- Charentes region (France).

Chapitre 5 : Validation of ephemeroptera communities as bioindicator of white- 88 clawed crayfish by restocking attempts.

Chapitre 6 : Pertinence des propriétés de fluorescence de la MOD comme indicateur 98 environnemental de la présence/absence d’A. pallipes.

Conclusion 128

Liste des Figures

Chapitre 1 : Étude Bibliographique 4

Figure 1. Schématisation des principaux groupes d’organismes rencontrés dans les milieux aquatiques 6 Figure 2. Les différents compartiments de l’interface planétaire 7 Figure 3. Devenir des contaminants dans le milieu aquatique 12 Figure 4. Système d’Evaluation de la Qualité des cours d’eau (SEQ) 15 Figure 5. Diagramme illustrant les différentes approches liées à l’évaluation de la qualité 26 environnementale Figure 6. Clé générale d’identification des macroinvertébrés benthiques 30 Figure 7. Représentation de deux espèces des éphéméroptères ; la F. Beatidea en vue dorsale (a) et en 34 vue latérale (b) et la F. Leptophlebiidea 1 en vue dorsale (c)

Chapitre 2 : Matériel et Méthodes 46

Chapitre 3 : Use of Ephemeroptera as bioindicators of the 62 occurrence of white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes).

Figure 1. Location of the 36 brooks in Poitou–Charentes region (France). The sites with and without A. 63 pallipes are figured out by blue and red circles, respectively.

Chapitre 4 : The relationship between Ephemeroptera and 69 presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou-Charentes region (France).

Figure 1. Location of the seven studied streams in the Deux-Sèvres Departement (France). The sites 72 with and without A. pallipes are figured out by black and grey circles, respectively Figure 2. Mean values (± standard deviations) of TOC (Total Organic Carbon) concentrations measured 77 at each site between November 2002 and April 2004 Figure 3. Mean values (± standard deviations) of TSS (Total Suspended Solids) concentrations 78 measured at each site between November 2002 and April 2004 Figure 4. Biplot of taxa scores and environmental variable vectors for CCA Axes 1 and 2 from the CCA 79 ordination of benthic ephemeropteran communities in the 14 sites

Chapitre 5 : Validation of ephemeroptera communities as 88 bioindicator of white-clawed crayfish by restocking attempts.

Chapitre 6 : Pertinence des propriétés de fluorescence de la 98 MOD comme indicateur environnemental de la présence/absence d’A. pallipes.

Figure 1. Localisation des sept études ruisseaux dans le département des Deux-Sèvres (France) 101 Figure 2. Matrice d’excitation-émission de fluorescence de trois échantillons prélevés dans la Viette : au 105 niveau du point aval (Vi2) en été ; au niveau du point amont (Vi1) en été et en hiver Figure 3. Valeurs des indices HIX et FIX pour les sept sites étudiés pendant les 11 mois d’étude. 106 Figure 4. Projection dans le plan principal de l’ACP des variables (données de mars, avril, mai, juin, 108 juillet, septembre et octobre) Figure 5. Projection dans le plan principal de l’ACP des variables (données de novembre, décembre, 109 janvier et février) Figure 6. Projection des données des sites étudiés sur les plans principaux des ACP de Mars à Octobre 110 (a) et de Novembre à Février (b). En rond rouge sont représentés les sites sans écrevisse et en triangle vert les sites avec écrevisses. Figure 7. Liste des quatre composantes ou fluorophores extraits par calcul PARAFAC 111 Figure 8. Projection dans le plan principal des variables (a) et des échantillons des sites étudiés (b) après 112 ACP sur les 4 composantes extraites des MEEF par PARAFAC Figure 9. Représentation dans le plan principal de l’ACP des échantillons des sites du Gâtineau (amont 113 et aval) et de la Verdonnière (amont et aval) Figure 10. Représentation des écarts entre les valeurs de NPOC prédites par RLM et celles mesurées 114 expérimentalement. Le tableau associé indique les valeurs des paramètres du modèle et les écarts-types correspondant. Figure 11. Fonction d’efficacité du modèle binaire « Ecrevisse +/- » développé par AFD. (AUC = 0,81) 118 Figure 12. Probabilités de présence ou d’absence des écrevisses données par le modèle de prédiction 119 pour les sites : Rourie Amont (a), Rourie Aval (b) et Verdonnière 3 (c) Figure 13. Probabilités de présence ou d’absence des écrevisses données par le modèle de prédiction 121 pour les sites : Magot amont (a) et Magot aval (b)

Liste des Tableaux

Chapitre 1 : Étude Bibliographique 4

Tableau 1 : Les principaux indices biologiques du SEQ-Bio 16 Tableau 2 : Altérations, paramètres et effets du SEQ-eau 19 Tableau 3 : Correspondance entre classes et indices, couleurs et exemple de la fonction « potentialité 20 biologique » Tableau 4 : Grille de qualité en fonction des paramètres physico-chimiques de la masse d’eau 21 Tableau 5 : Grille de qualité en fonction des paramètres biologiques et microbiologiques de la masse 22 d’eau Tableau 6 : Principaux groupes de macroinvertébrés benthiques dulcicoles 29 Tableau 7 : Représentation de quelques espèces d’éphémères, habitat, mode de nourriture, ainsi que les 36 caractéristiques privilégiées de l’eau

Chapitre 2 : Matériel et Méthodes 46

Tableau 1 : Cartes des Bassins Versant (BV) étudiés 47 Tableau 2 : Localisation des sites étudiés 48 Tableau 3 : Description Générale du site du Thouet classé (Natura 2000 – FR5400442) 50 Tableau 4 : Description Générale du site du Magot classé (Natura 2000 – FR5400441) 53 Tableau 5 : Liste du matériel utilisé pour les mesures in situ 55 Tableau 6 : Liste des méthodes et techniques analytiques utilisées pour caractériser la composante 56 minérale Tableau 7 : Longueur d’onde des éléments d’intérêt analysés par ICP-OES 58 Tableau 8 : Liste des méthodes et techniques analytiques utilisées pour caractériser la composante 58 organique

Chapitre 3 : Use of Ephemeroptera as bioindicators of the 62 occurrence of white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes).

Table 1 : Occurrence of Ephemeropteran species in the different sites, nb: Crayfish sites are in bold 65 character (first column), shaded boxes correspond to the presence of the corresponding Ephemeropteran species

Chapitre 4 : The relationship between Ephemeroptera and 69 presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou-Charentes region (France).

Table 1 a : Geographical data for the fourteen monitored sites 73 Table 1 b : Main physical substrate characteristics (expressed in %) and brief descriptions of vegetation 73 and the surroundings of the sampled sites Table 2 : IBGN scores out of 20, corresponding water quality and indicator taxa recorded in August 76 2004 for the studied sites

Chapitre 5 : Validation of ephemeroptera communities as 88 bioindicator of white-clawed crayfish by restocking attempts.

Table 1 : Details on the number of crayfish, sex ratio and carapace length introduced to four brooks 91 Table 2 : Chemical and physical parameters for the four brooks selected for restocking attempts 92 Table 3 : Values of physical and chemical parameters 92 Table 4 : Occurrence of ephemeropteran species in the four sites selected for restocking 93 Table 5 : Survey of brooks restocking by A. pallipes 94

Chapitre 6 : Pertinence des propriétés de fluorescence de la 98 MOD comme indicateur environnemental de la présence/absence d’A. pallipes.

Tableau 1 : Caractéristiques des sites étudiés 102 Tableau 2 : Corrélations entre les variables et les facteurs après rotation Varimax (données de mars, 108 avril, mai, juin, juillet, septembre et octobre) Tableau 3 : Corrélations entre les variables et les facteurs après rotation Varimax (données de 109 novembre, décembre, janvier et février) Tableau 4 : Présentation des deux groupes d’échantillons servant de base d’apprentissage 116 Tableau 5 : Présentation du premier jeu d’échantillons mis à prédiction dans le modèle d’AFD 119 décisionnelle Tableau 6 : Présentation du second jeu d’échantillons mis à prédiction dans le modèle d’AFD 120 décisionnelle

Introduction

L’Ecrevisse à pattes blanches ou Austropotamobius pallipes est l’un des organismes sentinelles emblématique des rivières françaises. A cet égard, son écologie est si étroitement liée à la bonne qualité du milieu, que la dégradation progressive des masses d’eau superficielle a conduit à son déclin.

Des états des lieux et la surveillance menés depuis plusieurs décennies ont en effet montré un accroissement des pressions physiques, chimiques ou biologiques exercées par l’Homme sur l’ensemble des bassins hydrographiques. En réponse, les états membres de l’Union Européenne se sont fédérés autour d’une directive cadre européenne (DCE - du 23 octobre 2000) pour exiger une cohérence dans la gestion de l’eau et des milieux aquatiques. La décision portée par la DCE impose aux états d’atteindre un bon état écologique de l’ensemble de leurs eaux superficielles (nb. et aussi de leurs eaux souterraines) d’ici à 2015. Pour cela la DCE prévoit i) d’éviter la dégradation des zones encore préservées, ii) d’inverser les tendances pour les zones de mauvaise qualité par la recherche et l’élimination (du moins la limitation) des pressions sur les milieux et iii) la restauration des masses d’eau. Les programmes de repeuplement d’A. pallipes s’inscrivent dans cette cohérence à la fois de restauration écologique et de surveillance de la bonne qualité des milieux mais aussi de conservation de l’espèce. Ces opérations sont cependant complexes à mener pour la réussite du repeuplement. Notamment l’origine des individus réintroduits et la qualité du milieu sont des éléments primordiaux.

La plupart des paramètres ou indicateurs physiques (eg. faciès, débits, température..), chimiques (turbidité, teneur en oxygène dissous, micropolluants organiques et minéraux …), biologiques (macroinvertébrés, macrophytes, poissons …) permettent seulement de préjuger d’une certaine forme de la qualité d’un milieu. C’est leur multiplication et leur combinaison qui permettent d’avoir une évaluation de la qualité intégrale du milieu. Cette vision, qui définit les Systèmes d’Évaluation de la Qualité (SEQ), s’avère pertinente pour les exigences de la DCE mais reste « lourde » pour des objectifs de restauration des populations d’A. pallipes. En ce sens, il est apparu un besoin d’établir des indicateurs capables de révéler la présence potentielle de cette écrevisse ou bien le potentiel de recolonisation des sites.

1

Joëlle JANDRY

Les objectifs de la thèse ont été de rechercher des indicateurs de présence potentielle de l’écrevisse Austropotamobius pallipes. Deux natures différentes d’indicateur ont été étudiées avec attention :

Les populations d’éphéméroptères : Les macro-invertébrés benthiques sont depuis longtemps utilisés pour caractériser la qualité globale de l’eau à travers la mise en œuvre d’indices biologiques tels que l’IBGN « Indice Biologique Global Normalisé » ou le Cb2. Certains groupes comme les Plécoptères, les Trichoptères et les Ephéméroptères possèdent des familles très sensibles à la charge en matière organique des eaux courantes ce qui semble être le cas de l’écrevisse à pattes blanches (Trouilhé et al., 2007). Leurs présences garantissent des eaux de très bonne qualité d’un point de vue hydrobiologique. Le travail a consisté à déterminer des indicateurs biologiques de la présence d’écrevisse à pattes blanches à partir des communautés d’éphéméroptères (130 espèces en France) dans un but de les utiliser pour la sélection de sites en vue de tentatives de repeuplement. Parmi les causes de disparition de l’écrevisse à pattes blanches, les pollutions de types accidentelles sont souvent évoquées. Or, les capacités d’autoépuration du milieu permettent généralement un retour aux conditions initiales avec une recolonisation de la macrofaune d’invertébrés par les adultes (insectes ailés). Comme l’écrevisse à pattes blanches présente des populations isolées en tête de bassin hydrographique, la recolonisation du site est impossible. La validation des indicateurs biologiques pour la conservation de l’écrevisse à pattes blanches a été effectuée par la sélection de quatre cours d’eau qui ont été repeuplés.

La matière organique dissoute (MOD) : Un travail a été mené pour regarder la pertinence de la MOD comme indicateur environnemental d’un milieu propice à la présence ou l’absence de l’écrevisse A. pallipes. En effet, la MOD représente une composante dynamique et évolutive par l’effet des processus naturels ou non inhérents aux milieux aquatiques. L’hypothèse formulée est que les propriétés de la MOD renferment des informations sur l’ « histoire » du milieu et par extension son état. Les caractéristiques de certaines de ces propriétés (notamment de fluorescence) pourraient être ainsi mises en lien avec la qualité des milieux propices à la présence d’A. pallipes.

2

Joëlle JANDRY

Ce manuscrit se compose de 5 chapitres.

Dans le premier chapitre, une synthèse bibliographique associe des notions portant sur les pressions exercées sur les milieux naturels aquatiques, les préoccupations vis-à-vis de la DCE, la mise en place des grilles de qualité, et les indicateurs associés, notamment les éphéméroptères et l’écrevisse à pattes blanches.

Dans le deuxième chapitre sont présentés les sites considérés dans cette étude et l’ensemble des techniques (échantillonnage, analytique) employées.

Le troisième chapitre présente une publication sur l’utilisation des éphémères comme indicateurs de la présence des écrevisses à pattes blanches (Use of Ephemeroptera as bioindicator of the occurrence of white-clawed crayfish Austropotamobius pallipes - Hydrobiologia).

Le quatrième chapitre présente une publication sur la relation entre les éphéméroptères et la présence d'écrevisses à pattes blanches (The relationship between Ephemeroptera and presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou- Charentes region (France) - Fundamental and Applied Limnology).

Le cinquième chapitre présente une proposition de publication portant sur la validation de l’utilisation du recensement des communautés d’éphémères comme bioindicateurs en association avec les paramètres physico-chimiques des sites étudiés. Le repeuplement de quatre cours d’eau, où les résultats de bioindicateurs ont montré que les sites étaient propices à la réintroduction d’A. pallipes, a été mené. Deux campagnes de suivi de ces repeuplements ont également été conduites.

Le sixième chapitre constitue la base d’une proposition de publication. Il porte sur la pertinence des propriétés de fluorescence de la MOD comme indicateur environnemental d’un milieu propice à la présence ou à l’absence de l’écrevisse A. pallipes. La MOD a été appréhendée au travers de la mesure de ces propriétés de fluorescence, définies sous la forme de l’intensité des différents fluorophores extraits des MEEF par un calcul de type PARAFAC. Ces données sont ensuite utilisées dans un modèle d’Analyse Factorielle Discriminante décisionnelle créé à partir d’une base d’apprentissage avec des sites dont la présence /absence est connue. La pertinence de la MO comme indicateur est évaluée par la prédiction de la présence/absence sur d’autres sites pour lesquels des recensements de population ont été faits.

3

Joëlle JANDRY

Chapitre 1

Étude Bibliographique

Chapitre 1 : Étude Bibliographique

I. Les écosystèmes aquatiques ...... 4

1. Notion d’écosystème ...... 4

2. Milieux avec de multiples interactions ...... 6

3. Vulnérabilité des écosystèmes face aux pressions anthropiques ...... 7

4. Invasion anthropique de la biosphère ...... 9

5. Devenir des polluants et réponse de l’écosystème aux altérations ...... 11

II. La démarche vers une préservation des milieux et de la biodiversité 13

1. L’évolution des règlementations ...... 13

2. Système d’Evaluation de la Qualité des cours d’eau ...... 15

2.1. Les grilles de qualité ...... 15

2.2. Les réponses aux objectifs de la DCE ...... 22

Gestion des masses d’eau et évaluation de leur état ...... 22

Atteinte du bon état de l’ensemble des masses d’eau d’ici 2015 ...... 23

Ingénierie écologique appliquée aux milieux aquatiques ...... 24

3. Les bioindicateurs ...... 25

3.1. Principe ...... 25

3.2. Les principaux organismes utilisés en bioindication ...... 28

3.3. Cas des macroinvertébrés considérés dans cette étude ...... 31

Ecrevisses à pattes banches ...... 32

Ephéméroptères ...... 34

III. Références bibliographiques ...... 37

I. Les écosystèmes aquatiques

1. Notion d’écosystème

La notion d’écosystème fut proposée par Arthur George Tansley en 1935. Elle désigne un ensemble formé par une association d'êtres vivants (définie comme la biocénose) et son environnement (biologique, géologique, physique, édaphique, hydrologique, climatique, etc.) défini comme le biotope. Les éléments constituant un écosystème développent un réseau d'échange d'énergie et de matière permettant le maintien et le développement de la vie. Ils agissent en interaction et forment une unité dynamique et fonctionnelle. Cette définition couvre l’ensemble des écosystèmes terrestres et aquatiques connus. Les écosystèmes aquatiques ont la particularité d’être généralement plus contraint spatialement (Omernik, 1987 ; Jackson et Peres-Neto, 2001 ; Reche et Pulido-Villena, 2005). En milieu continental, les écosystèmes aquatiques peuvent être de trois natures : - les fleuves, les rivières, les ruisseaux et les torrents qui constituent des milieux d’eaux courantes, drainant des bassins versants plus ou moins étendus - les lacs, les étangs, les mares, les marais et les zones humides qui constituent des milieux d’eaux stagnantes - des nappes d’eau captive ou libre imbibant les sous-sols qui définissent des milieux aquatiques souterrains La grande majorité des milieux aquatiques sont régis par les mêmes facteurs universels mais ce sont les valeurs ou les plages de ces valeurs qui déterminent et contraignent chaque configuration. On note la composition chimique des eaux (en lien avec la dissolution des roches, la chimie des minéraux, la nature et la quantité des MO …), (Galloway et Cowling, 1978), les facteurs physiques (lumière, température, pression, érosion, drainage, présence d’ouvrage) (Koch, 2001) et les facteurs biologiques (photosynthèse, respiration, consommation et décomposition des organismes vivants, …) (Davies et Jackson, 2006). Les milieux aquatiques abritent une grande variété d’organismes animaux, végétaux, et de microorganismes. Chacun occupe un rôle essentiel dans le fonctionnement des réseaux trophiques de l’écosystème. Ainsi on distingue (Figure 1) :

- Le phytoplancton (ou plancton végétal) qui converti le gaz carbonique (CO2) et des certains composés minéraux (azotes, phosphates, potassium, fer, silice…) en matière organique (MO) vivante (ie. en autre plancton) par l’intermédiaire de l’énergie solaire et

4

Joëlle JANDRY

de la photosynthèse. Il existe des milliers d'espèces dans le plancton végétal, dont beaucoup n'ont pas encore été décrites. Aussi le phytoplancton est généralement considéré comme l’ensemble des algues microscopiques formées d’une seule cellule (microalgues) : Rhodophycées, Chlorophycées, Chromophycées, Cyanophycées, Diatomées, Dinophycées, Euglénophycées. L'enveloppe de la cellule du phytoplancton varie d'un groupement taxinomique à un autre et à l'intérieur de ceux-ci (Litchman et Klausmeier, 2008). Ces enveloppes vont de simples membranes de plasma à des coques (ou frustules) siliceuses (eg. pour les Diatomées) ou en cellulose. - Les herbivores qui se nourrissent des microalgues du plancton. Cette famille comprend entre autre les mollusques comme les bivalves et les escargots aquatiques (eg. la limnée) mais aussi des insectes dont la vie larvaire est aquatique (eg. la larve de moustique) ou les têtards de batraciens. Certaines plantes supérieures servent également de nourriture à des insectes, comme l'hydrophile, ou des poissons (eg. carpe chinoise) bien que les végétaux ne représentent généralement qu'une petite partie de leur alimentation (Hill et Smith, 2010). - Les prédateurs (vertébrés ou invertébrés) qui se nourrissent d’autres animaux, qui peuvent être des herbivores, des détritivores, voire d’autres prédateurs. - Les détritivores qui se nourrissent de MO en décomposition (feuilles mortes, débris, cadavres …) et contribuent ainsi à sa fragmentation et à son incorporation vers les microorganismes. - Les microorganismes qui permettent notamment la minéralisation de la MO et la transformation des espèces minérales (cycle de l’azote, spéciation des minéraux).

La nature et le développement de toutes ces communautés dépendent pour partie des conditions du milieu et des habitats disponibles : vitesse du courant, température, salinité (Carpenter et Stanley, 2011), oxygénation et qualité de l’eau, profondeur et nature du fond, éclairement… et d’autre part ii) des interactions entre communautés : cohabitation, compétition, prédation, parasitisme. Qui plus est, il existe des relations entre les divers organismes qui définissent des réseaux trophiques, constitués de plusieurs chaînes alimentaires (Rahel et Olden, 2008). Parmi tous ces organismes aquatiques, un regard particulier est souvent porté aux invertébrés. Ils définissent un groupe d’une grande diversité d’organismes (protozoaires, vers, insectes, mollusques, arachnides, crustacés) que l’on retrouve dans différentes fonctions au sein de l’écosystème (Tachet et al., 2010). Certains sont des détritivores qui servent de

5

Joëlle JANDRY

source de nourriture pour les prédateurs alors que d’autres sont eux-mêmes des prédateurs (eg. crustacés). Cette large distribution d’organismes et de fonctions confèrent à leur étude et leur observation un grand intérêt pour la compréhension du fonctionnement des écosystèmes aquatiques.

Prédateurs

Herbivores Détritivores

Microorganismes Invertébrés

Figure 1. Schématisation des principaux groupes d’organismes rencontrés dans les milieux aquatiques

2. Milieux avec de multiples interactions

Au sein de l’interface planétaire, les milieux aquatiques occupent une place importante. On peut noter qu’ils sont en interaction avec les trois autres grands compartiments : l’atmosphère, la biosphère et la géosphère (Figure 2). Cette connexion implique que l’accessibilité et la disponibilité de certains des éléments (organiques ou minéraux) sont régulées d’une part par des facteurs extérieurs (propres aux autres compartiments : érosion, volcanisme, extinction de population, …) (Dove, 2008) et d’autre part par des mécanismes internes à l’hydrosphère (ie. processus hydrodynamique, hydrobiologique, hydrochimique) :

6

Joëlle JANDRY

Figure 2. Les différents compartiments de l’interface planétaire

La plupart des processus associés à l’hydrosphère sont attribués au fait que l’eau se comporte à la fois comme un réactif chimique ou un solvant (Sigg, 2000), un milieu de vie ou un moyen de transport (aussi bien pour les particules en suspension que les espèces dissoutes). En conséquence, l’eau remplie des fonctions à la fois dans les cycles des éléments (moyen de transformation et/ou de mobilité) que dans celui des êtres vivants (source nutritive et cadre de vie).

3. Vulnérabilité des écosystèmes face aux pressions anthropiques

Il est reconnu que les milieux aquatiques assurent des fonctions de réservoirs (nb. autoépuration) en eau potabilisable et de réservoirs en biodiversité (ie. la diversité des conditions rencontrées est à l’origine d’une grande diversité d’organismes). Utiles et utilisées par l’Homme, ces fonctions peuvent cependant être entravées par son activité. À proximité des zones urbanisées ou habitées, les milieux aquatiques agissent comme le réceptacle de l’ensemble des substances ou des éléments rejetés par l’activité anthropique (nb. qui peut être de nature urbaine, industrielle ou agricole) (Richards et al., 1996). Ainsi, les rivières, les ruisseaux et les plans d’eau font partie des écosystèmes les plus fréquemment contaminés partout dans le monde (Saunders et al., 2002). Des campagnes nationales de mesure font état de la présence de substances chimiques d’origine anthropique dans les eaux de surface entre autres des résidus de médicaments – (Rapport ANSES, 2011). Des substances

7

Joëlle JANDRY

dont certaines n’ont plus d’usage en France ou sont en restriction d’usage (e.g. des pesticides, rapport Loire Bretagne), des bactéries fécales sont régulièrement retrouvées.

Partant de cette prise de conscience, des demandes ont émargé de la part des états, des institutions, des associations et des citoyens pour évaluer l’état réel de ces écosystèmes (Rosenberg et Resh, 1993) et identifier toutes les formes de pression anthropique.

Les milieux aquatiques subissent en effet d’autres formes de pression toutes autant « préjudiciables » que la pression chimique/microbienne :

La fragmentation des habitats naturels. L’explosion démographique et agro-industrielle a agrandi les surfaces anthropisées (Humphries et Winemiller, 2009). En conséquence la superficie des espaces dit « naturels » a diminué et des réseaux d’échanges qui permettaient aux espèces animales et végétales de communiquer, circuler, s’alimenter, se reproduire, se reposer ont pu être coupés (Morita and Yamamoto, 2002 ; Nilsson et Reidy, 2005). C’est à cet égard que l’un des engagements du Grenelle Environnement 2009 a été de mettre en place la protection de ces corridors de biodiversité au travers de la législation Trame verte et bleue.

L’exploitation des ressources naturelles. L’extraction de matières premières (minérales et organiques) ou de produits finis (agriculture, pêche) modifie les cycles des éléments/des organismes et donc leur disponibilité pour les milieux (Post et Forchhammer, 2009). Le maintien du bon état ou du bon potentiel écologique, implique une bonne qualité des habitats, propices à l’installation des populations faunistiques et floristiques, donc une diversité physique du lit et des berges (Darwish et Khater, 2011).

La modification des faciès. La diversité des faciès hydrodynamiques, de la nature du fond et des types de berges constituent autant de niches écologiques pour les espèces végétales et animales. De nombreux travaux opérés par l’Homme (construction de barrages ou de seuils, mise en place de drainage, assèchement des zones humides, rectification du lit et des méandres de la rivière) contribuent aux changements de ces paramètres (Humphries et Winemiller, 2009).

La modification des peuplements. Volontaire ou involontaire, l’introduction d’espèces contribue de manière significative à modifier les populations (Crooks, 2002). Un des principaux exemples est la dissémination des espèces invasives sur le territoire, qu’elle soit

8

Joëlle JANDRY

animale comme avec les écrevisses de Louisiane, les poissons-chat, ou végétale comme avec la jussie. Les espèces invasives sont généralement reconnues comme étant la deuxième cause de dégradation de la biodiversité (Strayer et Eviner, 2006). Présente au sein de la stratégie nationale pour la biodiversité, la lutte contre les espèces envahissantes correspond également à un engagement du Grenelle de l’Environnement (article 23 de la loi Grenelle du 3 août 2009).

4. Invasion anthropique de la biosphère

La notion de pollution désigne la dégradation d’un écosystème sous l’effet de l'introduction, directe ou indirecte, de substances chimiques ou organiques, de gènes ou de radiations (radioactivité, lumière artificielle), altérant de manière plus ou moins importante son fonctionnement. Selon les termes de cette définition, la pollution est perçue comme une « altération » que subit la biosphère. Cette prise en compte d’une perception de l’impact permet d'inclure dans les pollutions la présence de substances naturelles qui ne posent pas de problèmes aux niveaux naturels de concentration, mais qui en posent aux niveaux de concentrations engendrés par l'activité humaine. Ainsi, la présence d’une substance est considérée comme polluante si elle atteint un seuil pour lequel des dommages sont susceptibles de se produire.

La notion de pollution ne se réfère pas seulement à une altération plus ou moins grave d’un biotope par des processus physiques, chimiques et biologiques sous la pression de l’homme, mais aussi parfois à la conséquence d’un phénomène complètement naturel. Il existe ainsi des sources naturelles de pollution (volcanisme, anomalies géologiques : eg. fond géochimique élevé en arsenic dans les massifs granitiques). Le caractère « normal » ou « anormal » de leur présence, de même que le caractère évitable ou inévitable de cette présence n'entrent pas en ligne de compte.

Il est à noter qu’au contraire du terme de pollution, la définition du terme « contamination » fait intervenir la notion de normalité de la présence de substances dans un milieu donné. En revanche, ce terme n'intègre pas la manifestation d'effets potentiels liés à cette présence.

On peut classer les pollutions en trois modes :

 pollution permanente : elle englobe l’urbanisation, la croissance démographique, les

9

Joëlle JANDRY

rejets de type station d’épuration ;

 pollution périodique : rejets liés à une saison particulière (eg. en raison de la fréquentation touristique ; périodes d’épandage agricole), aux activités de loisirs, à l’exploitation de carrières (pour obtenir des matériaux de constructions) (Darwish et Khater, 2011).

 pollution accidentelle : décharge de produits d’origine agricole (lisiers, pesticides, engrais), panne/accident industriel ou dysfonctionnement des stations d’épuration, lessivage des sols lors de fortes pluies, décharge sauvage d’ordures ménagères, introduction de nouvelles espèces dans le milieu aquatique.

Les conséquences de ces pollutions se manifestent par différents scénarios :

 Modification physique du milieu par l’augmentation de la turbidité, de la température (Sponseller et Grimm, 2010) et par la modification de la salinité et du pH de l’eau.  Effets de toxicité aigüe, chronique, à long terme pouvant aller de la mort rapide à des perturbations fonctionnelles (Sanchez et al., 2011) ou génotoxiques en raison de l’exposition des organismes à des substances/composés comme : les nitrates, les phosphates, les métaux lourds, les micropolluants organiques (pesticides, médicaments, PCB, HAP, ...).  L’eutrophisation qui est un processus liée à un apport excessif de substances nutritives provenant des épandages agricoles riches en composés azotés et phosphorés (engrais, lisier) (Heisler and Gilbert, 2008) et des rejets industriels riches en ammonium, MO. Elle se manifeste par la multiplication rapide et excessive de certaines algues (nb. fréquemment des cyanobactéries) qui obturent le passage de la lumière et donc empêchent la photosynthèse dans les couches d’eau inférieures et les échanges avec l’atmosphère (Greig et Kratina, 2012). Le milieu tend alors vers des conditions anoxiques (i.e absence d’oxygène dissous) conduisant à la mort des organismes aquatiques aérobies tels que les insectes, les poissons, ou les crustacés. L’eutrophisation a également pour conséquence de bouleverser l’équilibre des populations algales au sein du milieu.  Surcharge en MO fermentescibles entrainant une asphyxie des organismes aquatiques et par conséquent une altération de la faune aquatique. La MO aquatique se forme à

10

Joëlle JANDRY

partir de la décomposition des résidus végétales, animales et microorganismes. Une forte concentration en MO dans le milieu monopolise une grande quantité de bactéries pour être dégradée et induit à une forte consommation de l’oxygène dissous.

 Dissémination de germes (bactéries et virus pathogènes) vers la macrofaune aquatique. Ces rejets sont apportés par les foyers domestiques, les hôpitaux, les élevages et par certaines industries agro-alimentaires. Ces éléments perturbateurs parviennent au milieu naturel soit par des rejets localisés issus des villes et des industries à proximité d’un cours d’eau, soit par des rejets diffus issus du lessivage des sols agricoles, des aires d’infiltration dans les élevages (Kinney et Furlong, 2006).

5. Devenir des polluants et réponse de l’écosystème aux altérations

La figure 3 schématise le devenir des polluants chimiques ou biologiques rejetés dans les milieux aquatiques par l’activité anthropique. Les polluants introduits se partagent généralement entre la phase dissoute et la phase particulaire. Cette redistribution est fonction de la nature du polluant (eg. suivant si il s’agit d’un composé dissous ou de bactéries) et de sa réactivité (eg. les polluants hydrophobes tendent souvent à s’adsorber dans les sédiments plutôt que dans l’eau) (Rogers et al., 2002). L’intégration dans le compartiment biologique – le BIOTA – dépend de l’exposition des organismes aux polluants. Ainsi des polluants solubles peuvent être adsorbés ou absorbés (eg. les PCB sont absorbés par le système gastrointestinal des poissons) et les polluants particulaires peuvent être filtrés ou digérés (e.g. les organismes filtrants comme les mollusques). La volatilisation vers l’atmosphère peut intervenir seulement pour des composés peu solubles et volatiles (e.g. des pesticides organochlorés comme le DDT).

Différents processus de transformation(s) chimique(s) ou biologique(s) interviennent également au sein des milieux aquatiques. Ils sont généralement à l’origine de la capacité d’atténuation naturelle. On distingue (Gao et Feg, 2011) :

- La photolyse qui traduit la dégradation des composés par des espèces oxydantes (ie. des espèces radicalaires) sous l’effet du rayonnement solaire.

- La biodégradation par des microorganismes aérobies et anaérobies qui utilisent les polluants comme source de carbone ou d’énergie.

11

Joëlle JANDRY

- L’hydrolyse ou dégradation abiotique qui résultent en d’une transformation chimique liée à l’eau.

Source : Université de Saint-Quentin-en-Yvelines

Figure 3. Devenir des contaminants dans le milieu aquatique

La transformation et la redistribution des polluants au sein des différents compartiments ; conduisent à leur propagation. Une même altération peut cependant avoir, en deux endroits différents, des effets écologiques ou des influences distinctes. L’impact de l’altération va dépendre de son contrôle sur le cours d’eau : certaines zones ou compartiments peuvent être moins affectées que d’autres et servir de refuge aux espèces indigènes face aux envahisseurs.

La disparition d’une espèce ou d’un habitat peut provoquer une cascade de conséquences, par le jeu des interdépendances et des réseaux trophiques, ce qui explique la rapidité des réponses écologiques au-delà des seuils d’altération tolérés par les écosystèmes. L’altération influe aussi bien sur le cours d’eau proprement dit que sur la ripisylve (Pedersen, 2009).

12

Joëlle JANDRY

II. La démarche vers une préservation des milieux et de la biodiversité

1. L’évolution des règlementations

Un article extrait du Code de l’environnement souligne la responsabilité de l’Homme vis-à- vis de son action sur les milieux aquatiques : L’eau fait partie du patrimoine commun de la nation. Sa protection, sa mise en valeur et le développement de la ressource utilisable, dans le respect des équilibres naturels sont d’intérêt général. L’usage de l’eau appartient à tous dans le cadre des lois et règlements ainsi que des droits antérieurement établis." (Article L 210-1 du Code de l’environnement, loi du 19 juillet 1976).

Sur les vingt dernières années, plusieurs actes politiques et règlementaires majeurs sont venus exprimer une nouvelle façon de concevoir la « nature ». On peut constater une évolution des idées depuis le début du XXème siècle jusqu’à nos jours où l’on est passé du concept de protection de la nature à celui de préservation de la biodiversité (Blandin, 2009).

Le rapport Brundtland sur le développement durable (1987)

La Loi Cadre sur l’Eau (2000)

La Charte National sur l’Environnement (2004)

Les lois sur le Grenelle de l’Environnement (2009-2010)

ème Le 2 Plan National Santé – Environnement (2010-2014)

La Conférence Nationale de l’Environnement 14-15 Septembre 2012

Au niveau des milieux aquatiques, cette évolution s’est traduite par la mise en place de nouvelles directives européennes et notamment de la Directive Cadre sur l’Eau (DCE) et les milieux aquatiques (2000/60/CE). L'Union Européenne a engagé ses États membres à une préservation des milieux aquatiques et impose des mesures de restauration des masses d’eau si cela est nécessaire. Pour cela, elle a introduit le concept du « bon état écologique » qui

13

Joëlle JANDRY

représente aujourd’hui un élément clé de la politique européenne sur l'eau. Néanmoins, la directive laisse aux États membres le choix pour arriver à mettre cette définition en pratique. Ainsi, les pays sont en charge de l'élaboration de méthodes d'évaluation leur permettant de classer l'état écologique de leurs masses d'eau. L’essentiel de la règlementation française actuelle découle de l’application en droit français de la DCE mais de précédentes lois font encore références : • La loi sur l’eau du 16 décembre 1964, • La loi sur l’eau du 3 janvier 1992, • La loi sur l’eau et les milieux aquatiques (LEMA) du 30 décembre 2006. Ces lois ont fixé l’objectif d’atteindre, d’ici 2015, le « bon état écologique » des masses d’eau sur l’ensemble du territoire. Par ailleurs, la LEMA a aussi amené la création d’un Office National de l’Eau et des Milieux Aquatiques (ONEMA) en charge de mener et soutenir des actions destinées à favoriser une gestion globale, équilibrée et durable de la ressource en eau, des écosystèmes aquatiques, de la pêche et du patrimoine piscicole. La directive du Conseil du 21 mai 1992 (92/43/CEE) qui a amené le plan Natura 2000 s’inscrivait déjà dans cette volonté de bon état écologique. Elle concerne la conservation des habitats naturels ainsi que de la faune et de la flore sauvage et s’inscrit pleinement dans un objectif d’« Arrêt de la perte de la Biodiversité ». Elle vise à préserver les espèces et les habitats menacés et/ou remarquables sur le territoire européen, dans un cadre global de développement durable. L’approche « milieu » menée par la DCE rompt avec l’approche « rejet » qui était jusqu’à présent privilégiée dans les différentes réglementations (eg. réglementation IOTA - Installations, Ouvrages, Travaux et Activités de la police de l’eau, réglementation ICPE - Installation Classée pour la Protection de l'environnement, etc.). Ainsi le droit français des ICPE a été transcrit par le décret n° 2000-258 du 20 mars 2003 dans la directive européenne Seveso-II (nb. Seveso- II concerne les sites industriels impliquant des substances dangereuses). Au contraire, la DCE considère que l’état du milieu doit conditionner la qualité des rejets (assimilés à des pressions). Dans ce contexte d’évolution réglementaire, la démarche vers un respect des exigences de la DCE a fait émerger de nouveaux besoins sur : • La connaissance des milieux naturels (caractérisation) et de leur évolution (notions de tendances et d’états de référence) ; • La connaissance des pressions exercées sur les milieux ;

14

Joëlle JANDRY

• La connaissance des échanges entre milieux (eaux souterraines et eaux superficielles) ; • La connaissance des aptitudes des milieux à supporter les pressions. L’ensemble de ces connaissances apparait nécessaire pour pouvoir appréhender les relations Homme/Milieu au regard de l’objectif de « préservation ».

2. Système d’Evaluation de la Qualité des cours d’eau

Un système d’Evaluation de la Qualité des cours d’eau (SEQ) a été défini afin de répondre aux objectifs associés à la DCE et pallier le manque d’outils d’évaluation de l’état et de la qualité des milieux.

2.1. Les grilles de qualité

Le SEQ est composé de trois volets (Figure 4) :

Figure 4. Système d’Evaluation de la Qualité des cours d’eau (SEQ)

Le SEQ-Physique : il repose sur l’évaluation de l’état des composantes physiques des cours d’eau (lit mineur, berges et lit majeur) qui affectent significativement le fonctionnement et l’état écologique de l’écosystème aquatique. Il s’agit de données hydromorphologiques sur les processus physiques régissant le fonctionnement des cours d’eau et les formes* qui en résultent, (Malavoi et Bravard, 2010). Il est à noter que la

15

Joëlle JANDRY

qualité physique est évaluée par référence au fonctionnement non influencé par les aménagements anthropiques. * le mot forme est ici donnée au sens géographique

Le SEQ-Bio : il repose sur l’évaluation de l’état des biocénoses liées au milieu aquatique par le biais d’indicateurs biologiques. Plusieurs indices (*) ont été ainsi intégrés dans le programme de la DCE (tableau 1). Ces effets traduisent l’effet de dégradation physique ou chimique du milieu sur la faune et la flore aquatique.

Tableau 1 : Les principaux indices biologiques du SEQ-Bio L’Indice Biologique Global Normalisé (IBGN norme NF T90-350 - AFNOR, 1992, révisée en 2004) est basé sur l’étude des invertébrés benthiques. Les modifications de structure des peuplements permettent de déceler des altérations même temporaires du milieu aquatique : perturbation physico- chimique, biologique ou physique. La détermination de la valeur de l’indice intègre le nombre de taxons recensés et leur sensibilité aux polluants. L’Indice Biologique Macrophytique en Rivière (IBMR) est un indicateur biologique qui évalue le statut trophique des rivières à partir de l’examen des végétaux aquatiques. Il est calculé en fonction du taux de recouvrement de chacune des espèces végétales (algues et bryophytes) présentes. Il met en évidence principalement les pollutions azotées et phosphorées. L’Indice Biologique Diatomée (IBD norme NF T90 354) repose sur l'examen d'un groupe d'algues microscopiques à paroi siliceuse, les diatomées. Il est calculé sur un ensemble de 209 espèces. L’Indice Poisson Rivière (IPR norme NF-T-90-344) est basé sur les peuplements de poissons obtenus par pêche à l’électricité. Il prend en compte un ensemble de 34 espèces ou groupes d’espèces représentées à l’échelle du territoire français. * Un indice est un indicateur global d’évaluation de l’état du système. Il peut être calculé comme un paramètre

16

Joëlle JANDRY

englobant toutes les fonctionnalités du système pour un groupe animal ou végétal donné (indice monométrique. Ex : IBD, IBMR, IBGN) ou comme la combinaison de plusieurs paramètres, traduisant alors la synthèse des indications données individuellement par ces paramètres (indice multimétrique. Ex : I2M2, IPR+).

Dans le cadre de la DCE, il est préconisé de procéder à un certain nombre de mesures pour avoir une information représentative. Cependant, des indices comme l’IBGN, ont montré des carences recensées par les utilisateurs et les institutions (Archaimbault et Dumont, 2010) : (i) Pas de notion de ratio (Observé/Attendu) ou d’écart à la référence (ii) Non prise en compte de la typologie des cours d’eau (iii) Non prise en compte explicite de l’abondance, de la diversité et du ratio [taxons sensibles/taxons résistants] (iv) Faible sensibilité à certaines catégories de pression anthropique (v) Philosophie différente des méthodes européennes (i.e. type AQEM qui par exemple intègre le caractère marginal ou pas des substrats échantillonnés).

Pour les combler, des indices complémentaires se sont développés. Par l’exemple :

l’Indice Biologique Global Adapté (IBGA) plus applicable aux grands cours d’eau ou parties canalisées. Il reprend les principes fondamentaux de l’IBGN mais avec un protocole adapté aux cours d’eau non prospectables à pied.

l’Indice Invertébrés Multi-Métrique (I2M2) basé sur le compartiment macro-benthique. Cet indice est la moyenne arithmétique de 17 sous-indices calculés par type de pression (e.g.

I2M2(HAP)) et pour lequel chaque paramètre (ou groupes de paramètres) est affecté d’un poids correspondant à son pouvoir de discrimination pour ce type de pression. Les indices de type IBGN ont aussi montré une limitation en comparaison de la plupart des méthodes utilisées à l’échelle européenne. En effet, il est préconisé un échantillonnage représentatif des principaux habitats présents sur une zone de mesure (ou station) afin d’obtenir une image globale moyenne du peuplement. Or, l’IBGN échantillonne les habitats en fonction de leur caractère « biogène » pour maximiser la diversité biologique (Archaimbault et Dumont, 2010). En ce sens une évolution a été nécessaire. Pour comparer et harmoniser les « interprétations nationales » du concept de bon état écologique, la DCE a prévu un exercice d'étalonnage intereuropéen (Heiskanen et al., 2004). Le but de cet intercalibration est de fixer un niveau d'ambition commun entre les États

17

Joëlle JANDRY

membres dans la réalisation des objectifs de la DCE. En conséquence, un indice européen est mis en place à partir des travaux menés dans le cadre du projet européen STAR (Standardisation of River Classifications, n° EVK1-CT 2001-00089) (Furse et al., 2006). Cet indice est, actuellement, mentionné sous le nom d’Intercalibration Common Metric STAR (ICM STAR) (Birk, 2009).
Le SEQ-eau repose sur la définition de la qualité physico-chimique de l’eau et son aptitude à favoriser de bonnes conditions de vie nécessaires aux différents organismes aquatiques, pas seulement pour maintenir l’équilibre biologique, mais aussi pour la production d’eau potable, les sports aquatiques, l’aquaculture, l’abreuvage des animaux et la prise de conscience des polluants organiques et des pesticides. C’est un système d’évaluation qui considère 15 types d’« altérations » suivant leurs natures et leurs effets sur le milieu aquatique et prend en compte 156 paramètres (Tableau 2).

18

Joëlle JANDRY

Tableau 2 : Altérations, paramètres et effets du SEQ-eau

Classe des Altérations Paramètres Effets altérations

Matières organiques et oxydables (MOOX) O2, sat O2, DCO, DBO5, Consommation de l'O2 du milieu + COD, NKJ, NH4

+ - Matières azotés hors nitrates (AZOT) NTK, NH4 , NO2 Contribuent à la prolifération d'algues et - peuvent être toxiques (NO2 )

- Nitrates (NITR) NO3 Gênent la production d'eau potable

3- Matières phosphorés (PHOS) Ptotal, PO4 Provoquent la prolifération d'algues

Particules en suspension (PAES) MES, Turbidité, Transparence Eau trouble et gêne à la pénétration de la SECCHI lumière

Couleurs (COUL) Couleur

Températures (TEMP) T°C Perturbe la vie aquatique Micropolluants Micropolluants Minéralisations (MINE) Conductivité, Résidu sec à Modifie la salinité de l'eau - 2- 2+ 105°C, Cl , SO4 , Ca , Mg2+,Na+, TAC, Dureté

Acidification (ACID) pH, Aluminium dissous Perturbation de la vie aquatique

Effets des proliférations végétales Chlorophylle a et Eau trouble, variation de l’oxygène et de

(EPREV) phéopigments, algues, % O2 l’acidité, gêne à la production d’eau potable

et pH, variation O2

Micro-organismes (BACT) Coliformes thermotolérants + Gêne la production d'eau potable et la totaux, Escherichia coli, baignade Entérocoques

Métaux sur briophytes Antimoine, Arsenic, Baryum, Bore, Cadium, Chrome total, Indication de la pollution d’eau par les Cuivre, Cyanureslibres, métaux Etzain, Mercure, Nickel,Plomb, Sélénium, Zinc

Micropolluants minéraux (MPMI) Antimoine, Arsenic, Baryum, Bore, Cadium, Chrome total,

Cuivre, Cyanures libres, Micropolluants minéraux minéraux Micropolluants Etzain, Mercure, Nickel, Sont toxiques pour les êtres vivants et les Plomb, Sélénium, Zinc poissons en particulier, gênent la production d'eau potable Pesticides (PEST) Atrazine, Simazine, Diuron, 36 substances

Micropolluants organiques hors pesticides HAP, PCB, 63 substances

organiques organiques (MPOR) Micropolluants Micropolluants

19

Joëlle JANDRY

La mesure des différents paramètres listés dans le tableau 2 conduit à une interprétation sous forme de 5 classes de qualité/indice différenciées avec une charte de couleur correspondant au degré d’altération de la qualité : du bleu (100) pour une très bonne qualité, au rouge (0) pour une qualité mauvaise (Tableau 3).

Tableau 3 : Correspondance entre classes et indices, couleurs et exemple de la fonction « potentialité biologique » Classe Indice Code Potentialité de l’eau à couleur

Très bonne 80-100 Héberger un grand nombre de taxons polluosensibles, avec une diversité satisfaisante

Bonne 60-80 Provoquer la disparition de certains taxons polluosensibles, avec une diversité satisfaisante

Moyenne 40-60 Réduire de manière importante le nombre de taxons polluosensibles, avec une diversité satisfaisante

Médiocre 20-40 Réduire de manière importante le nombre de taxons polluo-sensibles, avec une réduction de la diversité

Mauvaise 0-20 Réduire de manière importante le nombre de taxons polluo-sensibles, avec une diversité très faible

Cette charte de couleur a été étalonnée pour chaque paramètre suivant des valeurs représentatives des masses d’eau, en l’occurrence française. Les tableaux 4 et 5 donnent les gammes de valeurs correspondantes aux différentes classes.

20

Joëlle JANDRY

Tableau 4 : Grille de qualité en fonction des paramètres physico-chimiques de la masse d’eau

Altérations Classe de qualité Bleu Vert Jaune Orange Rouge

Oxygène dissous (mg O2/L) 8 6 4 2

Taux de saturation en O2 (%) 90 70 50 30

Demande biologique en oxygène 3 6 10 25 (mg O2/L) Demande chimique en oxygène 20 30 40 80 (mg O2/L)

Carbone organique dissous (mg C/L) 7 5 10 12

Matières organiques et oxydables oxydables et organiques Matières Azote ammoniacal (mg NH4/L) 0,5 1,5 2,8 4

Azote Kjeldah (mg N/L) 1 2 4 6

+ NH4 (mg NH4/L) 0,1 0,5 2 5

NK (mg N/L) 1 2 4 10

hors nitrates hors nitrates -

Matières azotés Matières Nitrite NO2 (mg NO2/L) 0,03 0,1 0,5 1

- Nitrate NO3 (mg NO3/L) 2 10 25 50 Nitrates Nitrates

3- Phosphate PO4 (mg PO4/L) 0.1 0.5 1 2

Phosphate total Pt (mgP/L) 0.05 0.2 0.5 1 Matières Matières Phosphorés Phosphorés

Chlorophylle a + phéopigments (µg/L) 10 60 120 240

Taux de saturation en O2 (%) 110 130 150 200

pH 8 8.5 9 9.5

phytoplancton phytoplancton Algues (unité/mL) 2500 25000 50000 500000

Variation en O2 dissout 1 3 6 12

Effets de prolifération végétales et végétales Effets de prolifération (mg O2/L)

21

Joëlle JANDRY

Tableau 5 : Grille de qualité en fonction des paramètres biologiques et microbiologiques de la masse d’eau Altération Classe de qualité Bleu Vert Jaune Orange Rouge

Indice biologique global normalisé (IBGN) 20 à 15 16 à 13 12 à 9 8 à 5 Biologie Biologie

Coliformes totaux 50 500 5000 50000 (UFC/100mL)

Coliformes thermotolérants 20 200 2000 20000 (UFC/100mL)

Microbiologie Microbiologie Streptocoques D 20 200 1000 10000 (UFC/100mL)

2.2. Les réponses aux objectifs de la DCE

Gestion des masses d’eau et évaluation de leur état Les plans de gestion ou SDAGE (Schémas Directeurs d’Aménagement et de Gestion des Eaux - institués par la loi sur l’eau de 1992) sont les instruments français de la mise en œuvre de la DCE. Ils ont été mis en place pour chaque bassin hydrographique. Un SDAGE est un instrument de planification qui fixe pour chaque bassin hydrographique les orientations fondamentales d’une gestion équilibrée de la ressource en eau dans l’intérêt général et dans le respect des principes de la DCE et de la loi sur l’eau, des objectifs environnementaux pour chaque masse d’eau (plans d’eau, tronçons de cours d’eau, estuaires, eaux côtières, eaux souterraines). La DCE fixe trois grandes dates : 2015, 2021 et 2027 qui correspondent aux plans de gestion des SDAGE (2009-2015, 2016-2021 et 2022-2027). Les SDAGE s’appuient sur les réseaux de mesure existants. En France, le contrôle de la qualité de l’eau a longtemps été effectué par le Réseau National de Bassins (RNB). Il s’agit d’un réseau de suivi patrimonial permettant de suivre l’évolution spatio-temporelle de la qualité des cours d’eau au travers des prélèvements sur l’eau, les sédiments, les matières en suspension, et les bryophytes. Il mesure les paramètres physico-chimiques classiques tels que les micropolluants organiques et minéraux, et tend à chercher des indicateurs biologiques. Le RNB a progressivement évolué pour s’adapter aux besoins de connaissance des gestionnaires. En 2007, il a été largement révisé, devenant le RCS (Réseau de Contrôle de Surveillance), pour intégrer la réponse aux exigences réglementaires, et en particulier la Directive Cadre sur l’Eau de décembre 2000. Des mesures sont également pourvues par le

22

Joëlle JANDRY

Réseau Complémentaire de Bassin (RCB) qui est uniquement sous la maitrise des Agences de l’eau. Le RCS et le RCB ont pour objectif de donner une image globale de l’évolution de l’état des eaux. Il ne s’intéresse pas aux pressions et aux pollutions, mais il a pour but d’évaluer les conséquences des activités anthropiques ou des modifications des conditions naturelles. Les SDAGE s’appuient également sur un réseau de suivi opérationnel (Réseau de Contrôle Opérationnel – RCO) qui évalue l’efficacité des actions mises en place contre les pressions exercées sur les rivières. L’évaluation dépend uniquement de la procédure par SEQ dont les limites de ses paramètres (ie. composition non exhaustive de l’eau) ou de ses indicateurs (eg. IBGN) ont été rapportés. Atteinte du bon état de l’ensemble des masses d’eau d’ici 2015 L’atteinte du « bon état » en 2015 est un des objectifs, sauf exemptions (reports de délai, objectifs moins stricts) ou procédures particulières (masses d’eau artificielles ou fortement modifiées, projets répondant à des motifs d’intérêt général), appuyés dans les SDAGE. Cependant, il existe dans la plupart des bassins hydrographiques des zones/des points de pollutions (pesticides, métaux, …) qui conduisent à un déclassement de la masse d’eau et où l’objectif ne sera pas atteint. Certaines sources de polluants proviennent d’émissions involontaires (eg. HAP, plastifiants) qui font l’objet de dérogation au cas par cas. La réduction des apports atmosphériques est possible mais trop longue pour apporter des résultats conformes aux délais imposés par la DCE. Dans ces conditions, un report de délai à 2021 ou 2027 est justifié à l’échelle nationale pour l’atteinte du bon état des masses d’eau polluées par les HAP, pour cause de non-faisabilité technique (Agence de l’eau Loire-Bretagne, 2011). La volonté de tendre vers un « bon état des masses d’eau » se confronte aussi à des obstacles notamment sociaux et économiques. En particulier le secteur agricole n'a pas pu évoluer suffisamment vite sur les sites les plus sensibles pour pouvoir se conformer sans dommage (économiques, sociaux, voire techniques) aux niveaux d'exigences indiqués par la DCE (Madignier et al., 2011). Une mission a été mandatée par les ministères de l’agriculture (Ministère de l’Agriculture, de l’Alimentation, de la Pêche, de la Ruralité et de l’Aménagement du Territoire) et de l’écologie (Ministère de l’Ecologie, du Développement Durable, des Transports et du Logement) sur les obstacles qui s'opposaient à l'atteinte de la qualité. L’approche abordée se veut plus sociologique que technique et économique (Madignier et al., 2011).

23

Joëlle JANDRY

Ingénierie écologique appliquée aux milieux aquatiques Dans un contexte avéré de dégradation du milieu aquatique, la DCE demande de mettre en place les moyens nécessaires pour éviter la pression, restaurer le milieu et compenser. En conséquence des projets de restauration ont été lancés. Leurs mises en place ont fait émerger la discipline d’ingénierie écologique qui vise en une gestion des milieux et en la conception d’aménagements durables, adaptatifs et multifonctionnels basés sur les mécanismes qui gouvernent les écosystèmes. Elle est une composante spécifique des sciences écologiques mais intègre les sciences économiques et sociales. Des études sont menées pour réduire les pressions sur les milieux récepteurs. (Schipper et al., 2010) ont ainsi étudié des technologies à faibles coûts et simples pour réduire l'exportation vers les bassins versants de l'excès d'azote issus de l’agriculture. L’objectif est d’ajouter des bioréacteurs dénitrifiants sur le trajet d'écoulement des eaux contaminées (drainage sous- terrain et fossés). De nombreux chantiers de réhabilitation/restauration d’écosystèmes dégradés et de communautés fonctionnelles ont aussi été conduits avec la « philosophie » d’utiliser les processus naturels des écosystèmes (ie. les transformations et transferts de matière ou d’énergie au sein du système : « faire avec le vivant plutôt que contre »).  Processus physique – exemple : le méandrage d’une rivière (Harrison et Legletier, 2011).  Processus biogéochimique – exemple : autoépuration au sein d’un milieu aquatique (Stone et al., 2011).  Processus biologique – exemple : repeuplement d’espèces menacées (e.g. A. pallipes)

La réponse apporté - aux exigences de la DCE - par l’ingénierie écologique intègre : Conception / Réalisation / Suivi / Evaluation. A cet égard une norme française vient d’être publiée en génie écologique sur la méthodologie de conduite de projet appliqué à la préservation et au développement des habitats naturels - Zones humides et cours d'eau (NF X10-900 Octobre 2012). Pour financer la restauration, la DCE permet aux Etats membres de demander le recouvrement des coûts pour l’environnement et la ressource. L’article 9 : « Les États membres tiennent compte du principe de la récupération des coûts des services liés à l'utilisation de l'eau, y compris les coûts pour l'environnement et les ressources, eu égard à l'analyse économique effectuée conformément à l'annexe III et conformément, en particulier, au principe du pollueur-payeur ». L’application en droit français s’est fait au travers de la Circulaire DE / SDPAE / BEEP / n° 9 (DCE 2004/06) du 22 avril 2004.

24

Joëlle JANDRY

3. Les bioindicateurs

La nécessité d’avoir à prévenir ou gérer l’impact de l’Homme sur les milieux aquatiques a poussé les institutions à se doter des moyens d’évaluer la qualité du milieu. Pendant longtemps, les méthodes d’évaluation de la qualité d’un écosystème aquatique ont uniquement reposé sur des mesures des paramètres chimiques de l’eau et des sédiments (Munawar et al., 1995). Cependant, ces méthodes ont montré leur limite pour mesurer l’impact de la pollution sur l’ensemble de la biocénose et du biotope (Kaiser, 2001 ), notamment dans d’autres situations que des pollutions ponctuelles. En conséquence, il est apparu le besoin d’élaborer de nouveaux indicateurs capables de refléter l’altération d’un milieu (Daby, 2006). Aujourd’hui, des mesures biologiques - les bioindicateurs - sont venues s’ajouter aux mesures physiques et chimiques. L’ensemble fournit un spectre plus complet d'informations sur l’état d’une masse d’eau (Metcalfe , 1989).

3.1. Principe

Les pressions exercées sur les milieux aquatiques peuvent - suivant leur nature, leur intensité et leur durée - aboutir à la modification voire l’extinction de population biologique. Partant de ce constat, les scientifiques ont mis en évidence le potentiel indicateur des organismes vivants. Le concept d’indicateur biologique largement a été développé par les pays européens durant cette dernière décennie. Cependant, on retrouve la trace d’articles/travaux traitant de ce sujet depuis 1970 (Burger et al., 2006). La définition est commune mais les indicateurs ou les indices varient selon le pays. Un bioindicateur est un individu ou bien une communauté d’individu capable de révéler une information sur la qualité et/ou le fonctionnement du milieu, mais aussi de mettre en évidence les effets physiologiques affectant les organismes sous l’influence d’un stress environnemental (Fränzle, 2003). Il apporte une information sur l’exposition dans le temps à un/des contaminant(s) (Fränzle, 2003). La présence, absence, abondance et distribution d’un bioindicateur dans un milieu donné, amène à une information qualitative sur l’état de l’environnement (Kaiser, 2001 ; Markert et al., 2003).

25

Joëlle JANDRY

La notion de bioindication peut s’appliquer à différents échelons écologiques mais les indicateurs suivis sont alors différents même si c’est parfois le même organisme qui est considéré (Figure 5) :

• au niveau de l’individu, ce sont des indicateurs biochimiques (modifications enzymatiques, carcinogénèse), physiologiques (taux de croissance, taux de fécondité, maladies), et de comportement ; • au niveau de la population, sont utilisés principalement des indicateurs démographiques (structures en âge et en taille, taux de natalité et de mortalité, sex ratio) ; • au niveau de la communauté, les indicateurs concernent la présence ou l’absence de certaines espèces indicatrices ; • au niveau de l'écosystème, peuvent être examinés la structure des communautés (richesse spécifique, abondance, biomasse, indicateurs de structure), les processus (production primaire, et secondaire, cycles des éléments nutritifs), les structures (niveaux trophiques, chaîne alimentaire), ou le paysage (hétérogénéité, fragmentation), qui sont des indicateurs dits écologiques.

Figure 5. Diagramme illustrant les différentes approches liées à l’évaluation de la qualité environnementale

La complexité principale dans l’utilisation des bioindicateurs est d’associer la signification écologique à une bonne sensibilité dans un temps de réponse raisonnable (Fränzle, 2006). Ainsi pour détecter une pression environnementale dans un milieu donné avant même que les

26

Joëlle JANDRY

effets néfastes se fassent sentir au niveau des organismes, il convient de regarder des biomarqueurs. Néanmoins les biomarqueurs ne permettent pas d’évaluer l’état de fonctionnement de l’écosystème. Un biomarqueur est un paramètre biologique (génétiques, enzymatiques, physiologiques, morphologiques, moléculaires, cellulaires, biochimiques ; (Markert et al., 2003) observable à un niveau inférieur à celui de l’organisme entier et qui permet d’obtenir des informations quant au degré d’exposition présent ou passé et à l’effet d’un contaminant sur un organisme (Key et al., 2006). Certains changements comportementaux peuvent être considérés comme un type particulier de biomarqueurs lorsqu’ils sont provoqués par l’altération des paramètres biologiques (Kaiser, 2001). Les indicateurs de niveau écologique permettent en revanche d’évaluer directement l’état et les changements de l’écosystème. Ils nécessitent cependant une durée opérationnelle longue puisqu’il est à l’échelle des cycles des communautés ciblées. Aussi l'utilisation d'indices complémentaires autres que ceux basés sur les principes biologiques est recommandée pour déterminer le niveau de qualité environnementale d'un écosystème (Dauer et al., 1993). Dans le processus de la sélection d'un indicateur biologique, le type de pollution, et de communauté, les besoins et la disponibilité des données doivent être pris en compte (Dauer et al., 1993). Un bioindicateur « idéal » est un indicateur (Noss, 1990; Markert et al., 1999 ; Markert et al., 2003 ; Jorgensen et al., 2010) : • suffisamment sensible et ayant une grande capacité à détecter les différent stress environnementaux • avec une sensibilité aux stress d’origine anthropique et celle provenant du milieu naturel • permettant de déclencher une alerte précoce suite à un changement • réparti, abondant, accessible et applicable sur une vaste zone géographique • capable de fournir une évaluation continue suite à des perturbations de différentes échelles • avec une mobilité réduite pour qu’il puisse être un indicateur local • simple d’utilisation et applicable dans plusieurs écosystème différents dans le but de permettre l’échange et la comparaison des données et des résultats • avec une distribution large et cosmopolite • approprié pour les expériences en laboratoire • facile à reconnaître par un non spécialiste • à haute capacité pour la quantification et la normalisation (Rosenberg et Resh,

27

Joëlle JANDRY

1993 ; Hilty et Merenlender, 2000 ; Fureder et Reynolds, 2003) 3.2. Les principaux organismes utilisés en bioindication

Plusieurs populations d’indicateurs biologiques ont été proposées en raison de leurs capacités à détecter, prévoir et caractériser l’état d’un écosystème soumis à un stress environnemental (Kaiser, 2001). Selon Li et Zheng (2010), le périphyton (nb. dans lequel on trouve les diatomées benthiques), les macroinvertébrés benthiques et les communautés piscicoles sont les indicateurs les plus communément employés dans la surveillance des rivières (Barbour et al., 1999). Il est à noter qu’ils peuvent être utilisés séparément ou en même temps.

Le périphyton : il s’agit d’un ensemble de producteurs primaires de la chaîne alimentaire qui vivent sur les substrats (sédiments, sables, graviers …) des écosystèmes aquatique (Lowe et Pan, 1996 ; Lamberti, 1996). Les diatomées en sont un des organismes phares utilisés comme bioindicateurs (cf Indice Biologique Diatomée, norme NF T90 354). Les organismes du péryphyton ont généralement un taux de reproduction rapide et des cycles de vie très courts ce qui permet d’indiquer des impacts à court terme et des changements soudains dans l'environnement (McCormick et Stevenson, 1998 ; Barbour et al., 1999). Ils sont également sensibles aux variations de qualités physiques du milieu (température, régimes hydrauliques, …) puisqu’ils vivent et prospèrent sur le substrat (McCormick et Stevenson, 1998 ; Squires et al., 1979 ; Lowe and Pan, 1996). Les principaux paramètres suivis sont : la richesse et la diversité des taxons (Weitzel et Bates, 1981 ; Whitton et al., 1991), la similarité des assemblages (Medley et Clements, 1998 ; Hill et al., 2000), la composition taxonomique.

Les poissons : ce sont des animaux vertébrés aquatiques à branchies, pourvus de nageoires et dont le corps est le plus souvent couvert d'écailles. La structure et l’assemblage des communautés de poissons est le reflet de la santé et de intégrité du milieu aquatique (Karr, 1981 ; Shields et al., 1995) puisqu’ils occupent une large gamme de niveaux trophiques (y compris celui des prédateurs supérieurs). Qui plus est, ils sont aussi consommés par l’Homme, ce qui les rend importants pour évaluer les risques sanitaires. En raison de leur cycle de vie et de leur mobilité, ils sont d’excellents indicateurs à long terme et à différentes échelles spatiales de l’intégrité physique de l’habitat et de la qualité de l’eau (Barbour et al., 1999). Les communautés de poissons réagissent de façon significative et prévisible à la plupart des pressions anthropiques (eutrophisation, acidification, pollution chimique, débit, altération physique de l'habitat, introduction d’espèces) (Karr, 1981 ; Karr et al., 1986 ;

28

Joëlle JANDRY

Hartman, 1973 ; Ormerod, 2003). L’Indice Poisson Rivière (norme NF-T-90-344) a été largement utilisé et médiatisé pour évaluer la qualité des rivières en France. C’est un indicateur de dégradation environnementale compréhensible et observable par la population.

Les macroinvertébrés : La définition, donnée par Cummins en 1975, considère que les macroinvertébrés sont des organismes qui n’ont pas de squelette d’os ou de cartilage et qui font au moins 3-5 mm au dernier stade de leur développement. Elle sous-entend un recouvrement entre les microinvertébrés et les jeunes macroinvertébrés que seule l’observation peut distinguer. La macrofaune benthique représente une fraction importante de la diversité et de l’abondance de la biocénose aquatique. On distingue 12 groupes de macroinvertébrés (tableau 6) qui couvrent pratiquement l’ensemble des niveaux trophiques : filtreurs, détritivores des MO mais aussi prédateurs ou proies.

Tableau 6 : Principaux groupes de macroinvertébrés benthiques dulcicoles (Tachet et al., 2010 ; Moisan, 2010)

Diptères (chironomides : Plécoptères Trichoptères Éphéméroptères eg. larves de moustiques)

Crustacés les clés de base de l’identification : Odonates (amphipodes : eg. - Présence/absence de coquilles (anisoptères : libellules, gammares, décapodes : - Forme du corps : nombre de paires de pattes, corps zygoptères : demoiselles) eg. écrevisses) allongés – ronds, plats, mous

- Position et forme des ailes puis des pièces bucales de l’insecte adulte Mollusques Lépidoptères (gastéropodes, bivalves) - Forme des larves d’insectes : présence/absence (eg. larves de papillon) d’étui, caractéristiques de l’abdomen (nombre de queues et de segments, forme des pattes)

Annélides Hémiptères Mégaloptères Coléoptères * (oligochètes :eg. vers)

29

Joëlle JANDRY

Figure 6. Clé générale d’identification des macroinvertébrés benthiques (extrait du livre de J. Moisan, 2010)

Joëlle JANDRY

La figure 6 présente la clé générale d’identification du guide proposé par J. Moisan en 2010. En raison de leurs caractéristiques générales et de la diversité de leurs formes et de leurs habitats, les macroinvertébrés benthiques sont considérés comme d’excellents indicateurs de la qualité des écosystèmes aquatiques. A ce titre, de très nombreuses études portent sur l’emploi des macroinvertébrés benthiques comme bioindicateurs de l'état écologique des écosystèmes fluviaux: (Rosenberg et Resh, 1993 ; Buffagni, 2001 ; Salas, 2006). La durée de leur développement est – pour la majorité - de type annuel, ce qui permet de percevoir des pollutions de type aigu même si les substances toxiques ont disparu. Les larves adultes ou les juvénilles se déplacent peu ce qui les rend représentatifs des conditions écologiques particulières d’un site donné. Par ailleurs, la recolonisation des secteurs «anciennement pollués» est possible à partir des générations d’adultes capables de motion (vol, nage).

Les macroinvertébrés les plus sensibles à la pollution sont les Ephéméroptères, les Plécoptères, les Trichoptères (Compin et Céréghino, 2003) et certains taxons de coléoptères (Cayrou et al., 2000) par contre deux des plus résistant sont les Oligochètes et les Diptères (Thèse Trouilhé, 2006).

De manière générale, la typologie des rivières suit le schéma, proposé par Verneaux en 1973, basé sur la décroissance des taxons les plus sensibles aux pollutions au fil du bassin hydrographique. Ainsi, les têtes de bassin de la Loire- dans leurs zones granitiques et volcaniques – présentent une grande diversité de Plécoptères et d’espèces d’Ephéméroptère et de Trichoptères les plus sensibles à la pollution : Arcynopteryx compacta, Brachycentrus subnubilus, Odontocerum albicorne. Au contraire dans la partie médiane de son bassin (confluence avec l’Allier), des espèces plus tolérantes sont observées, traduisant une augmentation des pressions anthropiques (Chimarra marginata, Cheumatopsyche lepida, Hydropsyche contubernalis …) (synthèse de plusieurs travaux présentée par Tockner et al. 2009).

3.3. Cas des macroinvertébrés considérés dans cette étude

Dans cette étude nous nous sommes plus particulièrement intéressés à la présence/absence de l’écrevisse à pattes blanche dans des ruisseaux de têtes de bassin (Deux-Sèvres et Vienne, France). Cette écrevisse est une espèce sentinelle emblématique parmi les indicateurs

31

Joëlle JANDRY

biologiques aquatiques. Cependant, à cet égard elle est particulièrement sensible aux perturbations chimiques ou autres et tend à s’éteindre. Des programmes nationaux de préservation et de réintroduction sont en cours. Dans le présent travail, l’écrevisse à pattes blanches est considérée comme l’objet de l’étude sans prendre en compte sa dimension d’indicateur biologique. Un travail a été mené sur d’autres organismes aquatiques, les éphéméroptères, en tant qu’indicateur biologique de la qualité de l’eau et de la présence/absence de ces écrevisses.

Ecrevisses à pattes banches Biologie L’Ecrevisse à pattes blanches ou Austropotamobius pallipes appartient à la classe des Crustacés, à l’ordre des Décapodes et à la famille des Astacidés. C’est une espèce européenne principalement distribuée en Europe de l’Ouest (Holdich et al., 2006) et autochtone en France. Austropotamobius pallipes se caractérise par un exosquelette chitineux muni de dix pattes « locomotrices », terminées par des pinces ou des griffes. L’abdomen (ou pléon) comprend 6 segments mobiles desquels pointent des appendices appelés pléopodes. L’écrevisse grossit par mues successives.

Les critères de détermination :

Céphalothorax présentant une série d’épines bien visibles en arrière du sillon cervical (1).

Rostre à bords convergents se terminant par un triangle. Crête post orbitale à une seule épine (2). Crête médiane dorsale peu marquée et non denticulée (3). Ecrevissse à pattes blanches, Austropotamobius pallipes Source : Tachet et al., 2010

Son régime alimentaire est composé de débris végétaux, d’insectes, de poissons morts, d’invertébrés aquatiques et terrestres. Elle ne s’alimente cependant pratiquement pas l’hiver contrairement aux saisons plus chaudes (printemps et été).

Ses habitats Austropotamobius pallipes a des exigences élevées de qualité d’eau. Il faut que le milieu soit

32

Joëlle JANDRY

très bien oxygéné (de préférence saturée en oxygène mais pas inférieure à 5 mg/l d’O2 ce qui semble être le minimum vital pour l’espèce), neutre à alcalin (pHoptimal entre 6,8 et 8,2), contienne suffisamment de calcium (> 5 mg/l) pour la formation de la carapace lors de chaque mue. Elle a aussi besoin d’une température du milieu relativement constante pour sa croissance (15-18 °C). Elle affectionne les eaux claires, peu profondes, riches en abris pour se protéger du courant ou des prédateurs.

Menace Depuis plusieurs années les populations d’écrevisses à patte blanche diminuent et tendent à se concentrer sur les têtes de bassin, où les éventuelles pressions anthropiques sont moins importantes. En effet la disparition ou la fragmentation des populations est la conséquence de plusieurs facteurs : • Introduction(s) des espèces américaines non indigènes tels que Pasifastacus leniusculus, Procambarus clarkii et Orconectes limosus. Cette dernière est porteur saint d’un champignon pathogène (Aphanomyces astaci) responsable de la peste de l’écrevisse ou aphanomycose. Ce champignon peut se propager par un simple contact avec les écrevisses américaines ou par le transport des spores ; • Prédation(s) ; • Surexploitation ; • Dégradation de l’habitat ; • Eutrophisation ; • Urbanisation ; • Industrialisation ; • Elevage(s) intense(s).

Elle est inscrite sur la liste des espèces protégées sur le territoire national en vertu des articles L411-1 et 2 du Code de l’Environnement. Elle est également concernée par l’arrêté ministériel du 21/07/1983 relatif à la protection des Ecrevisses autochtones. Sur le territoire français, sa capture est soumise à réglementation ou interdite. Au niveau européen, elle a été classée comme « espèce vulnérable » par l'Union Internationale pour la Conservation de la Nature (UICN), et est inscrite à l’annexe III (espèces de faune protégées) de la Convention de Berne du 19 septembre 1979.

33

Joëlle JANDRY

Ephéméroptères Les Ephéméroptères sont un ordre d’insectes hémimétaboles (ie. c'est-à-dire sans stade immobile entre la larve et l'adulte) dont les larves sont exclusivement aquatiques. Selon Merritt et Cummins (2007), ils sont parmi les plus anciens insectes aquatiques dont on retrouve des fossiles de la période du Carbonifère (280-350 millions d’années). On les retrouve dans le monde entier à l’exception des zones polaires. En Europe, ils sont absents en Islande (Tachet et al., 2010). Le stade nymphal des éphémères est leur stade de vie principal, et reste aquatique. Les larves grandissent par mues suivant des facteurs externes tels que la température, la disponibilité de la nourriture et la vitesse du courant (Brittain et Sartori, 2003). Elles présentent typiquement des yeux, des cerques multiarticulés, des pattes dotées de griffe au tarse, et des branchies abdominales. Ces critères sont à la base de leur différenciation. La larve de dernier stade donne naissance à un subadulte ou subimago (= insecte aérien aux ailes opaques et dont les appendices génitaux sont encore incomplets) qui subira rapidement une mue pour donner l’insecte adulte final. L’adulte présente deux paires d’ailes tenues verticalement au-dessus du corps, des antennes réduites et des pattes grêles (figure 7).

a b c

Figure 7. Représentation de deux espèces des éphéméroptères ; la F. Beatidea en vue dorsale (a) et en vue latérale (b) et la F. Leptophlebiidea 1 en vue dorsale (c). Source : Tachet et al., 2010

La plupart des larves sont détritivores raclant ou ingérant de fines particules. Il existe aussi des espèces filtreuses ou carnivores. L’adulte ne se nourrit pas car il ne dispose pas de système adapté (pièces buccales atrophiées, tube digestif incomplet).

34

Joëlle JANDRY

On dénombre quelques milliers d’espèces d’Ephéméroptères répartis en plusieurs familles. Les principales familles sont (par ordre alphabétique) : Ameletidae ; Baetidae ; Caenidae ; Ephemerellidae ; Ephemeridae ; Leptophlebiidae ; Potabanthidae ; Polymitarcyidae ; Prosopistomatidae. Le tableau 7 issu de Mackie en 2004 présente, pour quelques espèces d’éphémères, l’habitat, le mode de nourriture, ainsi que les caractéristiques privilégiées de l’eau. De manière générale, les larves d’éphémères ont besoin d’un habitat avec des substrats dans lesquels elles peuvent se cacher et trouver leur nourriture. L’eau doit être très bien oxygénée pour la plupart des espèces mais certaines sont un peu moins exigeantes (Tableau 7).

Les populations d’éphémères sont un indicateur sensible des pressions environnementales. Elles sont affectées par des facteurs physiques et chimiques ce qui les rendent précieuses pour des programmes de surveillance. On leur confère une grande sensibilité de taxons d’éphémère à divers contaminants tels que les métaux, l'ammoniac et les micropolluants (Clements et al., 2002). Chaque espèce a sa sensibilité. En 2004, Beketov a établi le classement suivant de sensibilité à la pollution azotée (ammoniaque et nitrite) sur des rivières en Russie: Baetis vernus

35

Joëlle JANDRY

Tableau 7 : Représentation de quelques espèces d’éphémères, habitat, mode de nourriture, ainsi que les caractéristiques privilégiées de l’eau. Source : Mackie, 2004 Trophic Species General habitat Feeding pH Oxygen % level

Baetis vagans gravel, streams scraper ≥ 7 100 Oligo

Epeorus vitreus gravel, streams shredder > 7 100 Oligo

sand, gravel, lakes, predator, gatherer, Ephemera simulans 7 50-100 Meso-Oligo streams shredder ≥

Ephemerella subvaria gravel, streams scraper approx. 7 100 Oligo

Ephemerella cornuta gravel, streams scraper approx. 7 100 Oligo

Heptagenia flavescens wood, rock, streams shredder, gatherer ? 50-100 Meso-Eutro

Hexagenia limbata mud, lakes predator > 7 ≅100 Meso-Oligo

Hexagenia recurvata mud, cold streams predator ≥ 7 100 Oligo

Isonychia bicolor swimmer, streams filter feeder ≥ 7 100 Oligo

Paraleptophlebia debilis gravel, rocks, streams gatherer, shredder > 7 100 Dyst-Oligo

Rhithrogena undulata gravel, rocks, streams gatherer ≥ 7 100 Oligo

Stenacron rocks, lakes, streams, gatherer, scraper < 7 - > 7 25-100 all levels interpunctatum ponds

Stenonema tripunctatum rocks, streams gatherer, scraper ≥ 7 - > 7 50-100 all levels

Stenonema femoratum rocks, streams gatherer, scraper > 7 100 Oligo

Tricorythodes minutus indifferent, streams only gatherer > 7 25-100 Meso, Dyst

36

Joëlle JANDRY

III. Références bibliographiques

A

AFNOR, (1992, 2004). Qualité écologique des milieux aquatiques. Qualité de l’eau, Détermination de l’indice biologique global normalise (IBGN), Association française de normalisation : 90–350.

AFNOR , (2003). Indice biologique macrophytique en rivière (IBMR norme NF T90–395).

AFNOR, (2000-2007). Indice Biologique Diatomée (IBD norme NF T90–354).

AFNOR, (2011). Indice Poisson Rivière (IPR norme NF T90-344) Merritt R.W. and Cumins K.W. An introduction to the aquatic insects of North America, Chap. 11. (eds), Ephemeroptera, 3rd ed. Kendall Hunt Publishing Co., Dubuque, Iowa : 126–163.

AFNOR, (2012). NF X10-900 Octobre 2012. Génie écologique - Méthodologie de conduite de projet appliqué à la préservation et au développement des habitats naturels - Zones humides et cours d'eau.

Agence de l’eau Loire-Bretagne (2011). Notice technique sur l’état chimique des eaux de surface continental.

Agence national de sécurité sanitaire de l’alimentation, de l’environnement et du travail, Anses (2011). Campagne nationale d’occurrence des résidus de médicaments dans les eaux destinées à la consommation humaine. Rapport mars 2011.

Archaimbault V. and Dumont B., (2010). L'indice biologique global normalisé (IBGN) : principes et évolution dans le cadre de la directive cadre européenne sur l'eau. Sciences Eaux et Territoires, 1 : 36–39.

Article 23 de la loi Grenelle du 3 août (2009). Stopper la perte de biodiversité sauvage et domestique, restaurer et maintenir ses capacités d’évolution. LegiFrance.gouv.fr

Article L 210-1 du Code de l’environnement, loi du 19 juillet (1976).

Articles L411-1 et 2 du Code de l’Environnement.

B

Barbour M., Gerritsen J., Snyder B., Stribling J., (1999). Rapid Bioassessment Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers : Periphyton, Benthic Macroinvertebrates and Fish, Second Edition. EPA 841-B-99-002. U.S. Environmental Protection Agency; Office of Water; Washington, D.C.

Beketov M., (2004). Different sensitivity of mayflies (Insecta, Ephemeroptera) to ammonia, nitrite and nitrate : linkage between experimental and observational data. Hydrobiologia, 528 : 209–216.

37

Joëlle JANDRY

Birk S., (2009). Intercalibration of national methods to assess the ecological quality of rivers in Europe using benthic invertebrates and aquatic flora. Dissertation Universität Duisburg-Essen : 127.

Brittain J. and Sartori M., (2003). Ephemeroptera. In Resh V. and R. Cardé (eds), Encyclopedia of insects. Academic Press, Amsterdam : 373–380.

Blandin P., (2009). De la protection de la nature au pilotage de la biodiversité. Edition Quae124.

Buffagni A., (2001). The use of benthic invertebrate production for definition of Ecologically Acceptable Flows in mountain rivers. In : Hydro-ecology : Linking Hydrology and Aquatic Ecology. Proceedings of Workshop HW2, Birmingham, UK, July 1999, 266 : 31– 41.

Burger J., Gochfeld M., Jewett S., (2006). Selecting species for marine assessment of radionuclides aroud Amchitka planning for diverse goals and interests. Environmental monitoring and assessment, 123 : 371–391.

C

Carpenter S. and Stanley E., (2011). State of the World's Freshwater Ecosystems : Physical, Chemical, and Biological Changes. Annual Review of Environment and Resources, 36 (1) : 75–99.

Cayrou J., Compin A., Giani N., Céréghino R., (2000). Associations spécifiques chez les macroinvertébrés benthiques et leur utilisation pour la classification des cours d’eau. Cas du réseau hydrographique Adour–Garonne (France). Annales de Limnologie, 36 : 189– 202.

Circulaire DE / SDPAE / BEEP / n° 9 (DCE 2004/06) du 22 avril 2004

Clements W., Carlisle D., Courtney L., Harrahy E., (2002). Integrating bservational and experimental approaches to demonstrate causation in stream biomonitoring studies. Environmental Toxicology and Chemistry, 21 : 1138–1146.

Compin A. and Céréghino R., (2003). Sensitivity of aquatic insect species richness to disturbance in the Adour–Garonne stream system (France). Ecological Indicators, 3 : 135–142.

Convention de Berne du 19 septembre 1979. Décision 82/72/CEE du Conseil, du 3 décembre 1981, concernant la conclusion de la convention relative à la conservation de la vie sauvage et du milieu naturel de l'Europe (Convention de Berne). Publiée au Journal Officiel JO L 38 du 10.02.1982.

Crooks J., (2002). Characterizing ecosystem-level consequences of biological invasions : the role of ecosystem engineers. Oikos, 97 (2) : 153–166.

Cummins K., (1975). Macroinvertebrates : 170-198. in : Whitton, B. (ed.) River Ecology. Blackwell Sci., Oxford : 725.

38

Joëlle JANDRY

D

Daby D., (2006). Coastal pollution and potential biomonitors of metals in Mauritius. Water, Air and soil pollution, 174 : 63–91.

Darwish T. and Khater C., (2011). Environmental impact of quarries on natural resources in Lebanon. Land Degradation & Development, 22 (3) : 345-358.

Dauer D., Luckenbach M., Rodi A., (1993). Abundance-biomass comparison ABC method : effects of an estuarine gradient, anoxic/hypoxic events and contaminated sediments. Marine Biology, 116 : 507–518.

DCE (2000). Directive 2000/60/CE du parlement Européen et du Conseil établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau. journal official des communautés européennes, du 22/12/2000, L327-1 à L372-72.

Davies S. and Jackson S., (2006). The biological condition gradient : a descriptive model for interpreting change in aquatic ecosystems. Ecological Applications, 16 (4) : 1251–1266.

Directive du Conseil du 21 mai (1992) (92/43/CEE).

Décret n° 2000-258 du 20 mars (2003) dans la directive européenne Seveso-II.

Dove M., (2008). Perception of volcanic eruption as agent of change on Merapi volcano, Central Java. Journal of Volcanology and Geothermal Research, 172 (3–4) : 329–337.

F

Fränzle O., (2003). Bioindicators and environmental stress assessment. Bioindicators and biomonitors : principles, concepts and applications, B.A market, A.M. Beure, H.G. Zechmeister, editors(Amesterdam : Elseviers Science Ltd.) : 41–84.

Fränzle O., (2006). Complex bioindication and environmental stress assessment. Ecological Indicators, 6 (1) : 114–136.

Füreder L. and Reynolds J., (2003). Is Austropotamobius pallipes a good bioindicator? Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370–371 : 157–163.

Furse M., Hering D., Moog O., Verdonschot P., Sandin L., Brabec K., Gritzalis K., Buffagni A., Pinto P., Friberg N., Murray-Bligh J., Kokes J., Alber R., Usseglio-Polatera P., Haase P., Sweeting R., Bis B., Szoszkiewicz K., Soszka H., Springe G., Sporka F., Krno I., (2006). The STAR project : context, objectives and approaches. In : Furse M., Hering D., Brabec K., Buffagni A., Sandin L. and Verdonschot P. (Editors), Theecological status of European rivers. Evaluation and intercalibration of assessmentmethods. Hydrobiologia, 566 : 3–29.

39

Joëlle JANDRY

G

Galloway J. and Cowling E., (1978). The Effects of Precipitation on Aquatic and Terrestrial Ecosystems : A Proposed Precipitation Chemistry Network. Journal of the Air Pollution Control Association, 28 (3) : 229–235.

Gao P. and Feng Y., (2011). Photolysis, Biodegradation, and Sorption Behavior of Three Selected Phenolic Compounds on the Surface and Sediment of Rivers. Journal of Environmental Engineering, 137 (12) : 1114–1121.

Greig H. and Kratina P., (2012). Warming, eutrophication, and predator loss amplify subsidies between aquatic and terrestrial ecosystems. Global Change Biology, 18 (2) : 504–51.

H

Harrison L. and Legleiter C., (2011). Channel dynamics and habitat development in a meandering, gravel bed river. Water Resources Research, 47 (4) : W04513.

Hartman W., (1973). Effects of exploitation, environmental changes, and new species on the fish habitats and resources of Lake Eire. Great Lakes Fishery Commission Technical Report 22, Ann Arbor, Michigan.

Heiskanen A., van de Bund W., Cardoso A., Nõges P., (2004). Towards good ecological status of surface waters in Europe - interpretation and harmonisation of the concept. Water Science and Technology, 49 : 169–177.

Heisler J. and Glibert P., (2008). Eutrophication and harmful algal blooms : A scientific consensus. Harmful Algae, 8 (1) : 3–13.

Hill B., Willingham W., Parrish L.P., McFarland B.H., (2000). Periphyton assemblage responses to elevated metal concentrations in a Rocky Mountain stream. Hydrobiologia, 428 : 161–169.

Hill W. and Smith J., (2010). Light, nutrients, and herbivore growth in oligotrophic streams. Ecology, 91 (2) : 518–527.

Hilty J. and Merenlender A., (2000). Faunal indicator taxa selection for monitoring ecosystem health. Biological Conservation, 92 : 185–197.

Holdich D., Peay M., Foster J., Hiley P., Brickland D., (2006). Studies on the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) associated with muddy habitats. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture : 1055.

Humphries P. and Winemiller K., (2009). Historical Impacts on River Fauna, Shifting Baselines, and Challenges for Restoration. BioScience, 59 (8) : 673–684.

40

Joëlle JANDRY

J

Jackson D. and Peres-Neto P., (2001). What controls who is where in freshwater fish communities – the roles of biotic, abiotic, and spatial factors. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 58 (1) : 157–170.

Jorgenseng S., Xu F., Costanza R., (2010). Handbook of Ecological indicators for assessement of ecosystem health, 2nd editiohn. CRC Press/Taylor and Francis, Boca Taton.

K

Karr J., Fausch K., Angermeier P., Yant P., Schlosser I., (1986). Assessing Biological Integrity in Running Waters : A Method and its Rationale. Special Publication No. 5. Illinois Natural History Survey, Champaign, IL.

Kaiser J., (2001). Bioindicators and Biomarkers of Environmental Pollution and Risk Assessment (Enfield : Sciences publishers inc.).

Karr J., (1981). Assessment of biotic integrity using fish communities Fisheries, 6 (6) : 21–27.

Key P., Wirth E., Fulton M., (2006). A review of grass shrimp, Palaemonetes spp., as a bioindicator of anthropogenic impacts. Environmental bioindicators, 1 : 115–128.

Kinney C. and Furlong E., (2006). Presence and distribution of wastewater-derived pharmaceuticals in soil irrigated with reclaimed water. Environmental Toxicology and Chemistry, 25 (2) : 317-326.

Koch E., (2001). Beyond light : Physical, geological, and geochemical parameters as possible submersed aquatic vegetation habitat requirements. Estuaries, 24 (1) : 1-17.

L

Lamberti G., (1996). The role of periphyton in benthic food webs. Pages 533-572. In : Stevenson R.J., Bothwell M.L., Lowe R.L., (Eds.). Algal Ecology : Freshwater Benthic Ecosystems, Academic Press, San Diego : 705–739.

Li L. and Zheng B., (2010). Biomonitoring and Bioindicators Used for River Ecosystems : Definitions, Approaches and Trends. Procedia Environmental Sciences, 2 (0) : 1510– 1524.

Litchman E. and Klausmeier C., (2008). Trait-Based Community Ecology of Phytoplankton. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 39 (1) : 615–639.

Lowe R. and Pan Y., (1996). Benthic algal communities as biological indicators. In : Stevenson R., Bothwell M., Lowe R. (Eds.). Algal Ecology : Freshwater Benthic Ecosystems, Academic Press, San Diego : 705–739.

41

Joëlle JANDRY

M

Mackie G., (2004). Applied Aquatic Ecosystem Concepts. Kendall/Hunt Publishing Company. xxv, 744 pp. ISBN 0-7872-7490-9.

Madignier M., Juffé M., Femenias A., (2011). Appropriation des enjeux et mise en oeuvre de la directive cadre sur l'eau (DCE) dans le secteur agricole.

Malavoi J. and Bravard J., (2010). Éléments d'hydromorphologie fluviale. Édité par l'Onema (Office national de l'eau et des milieux aquatiques) : 224.

Markert B., Breure T., Zechmeister H., (Eds.) (2003). Bioindicators and biomonitors - principles, concepts and applications. Elsevier, Amsterdam.

Markert B., Wappelhorst O., Weckert V., Herpin U., Siewers U., Friese K., (1999). The use of bioindicators for monitoring the heavy-metal status of the environment. Journal of Radioanalytical Nuclear Chemistry, 240 (2) : 425–429.

McCormick P. and Stevenson R., (1998). Periphyton as a tool for ecological assessment and management in the Florida Everglades. Journal of Phycology, 34 : 726–733.

Medley C. and Clements W., (1998). Responses of diatom communities to heavy metals in streams : the influence of longitudinal variation. Ecological Applications, 8 : 633–644.

Merritt R. and Cummins K., (2007). An introduction to the aquatic insects of North America, 3rd ed. Kendell/Hunt Publishers, Dubuque, Iowa : 126–163.

Metcalfe J., (1989). Biological Water Quality Assessment of Running Waters Based on Macroinvertebrate Communities : History and Present Status in Europe. Environmental Pollution, 60 : 101–139.

Moisan J., (2010). Guide d’identification des principaux macroinvertébrés benthiques d’eau douce du Québec, 2010 – Surveillance volontaire des cours d’eau peu profonds, Direction du suivi de l’état de l’environnement, ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs : 82.

Morita K. and Yamamoto S., (2002). Effects of Habitat Fragmentation by Damming on the Persistence of Stream-Dwelling Charr Populations - Efectos de la Fragmentación del Hábitat Debido a la Construcción de Presas sobre la Persistencia de Poblaciones de la Trucha de Montaña que Habita Arroyos. Conservation Biology, 16 (5) : 1318–1323.

Munawar M., Hänninen O., Roy S., Munawar N., Kärenlampi L., Brown D., (1995). Bioindicators of Environmental Health (New York : SPB Academic Pub).

N

Nilsson C. and Reidy C., (2005). Fragmentation and Flow Regulation of the World's Large River Systems. Science, 308 (5720) : 405–408.

42

Joëlle JANDRY

Noss R., (1990). Indicators for monitoring biodiversity : a hierarchical approach. Conservation Biology, 4 (4) : 355-364.

O

Omernik J., (1987). Ecoregions of the Conterminous United States. Annals of the Association of American Geographers, 77 (1) : 118–125.

Ormerod S., (2003). Current issues with fish and fisheries : editor's overview and introduction. Journal of Applied Ecology, 40 : 204–213.

P

Pedersen M., (2009). Effects of channelisation, riparian structure and catchment area on physical habitats in small lowland streams. Hydrobiologie, 174 (1) : 89–99.

Post E. and Forchhammer M., (2009). Ecological Dynamics Across the Arctic Associated with Recent Climate Change. Science, 325 (5946) : 1355–1358.

R

Rahel F. and Olden J., (2008). Assessing the Effects of Climate Change on Aquatic Invasive Species - Evaluación de los Efectos del Cambio Climático sobre Especies Acuáticas Invasoras. Conservation Biology, 22 (3) : 521–533.

Reche I. and Pulido-Villena E., (2005). Does ecosystem size determine aquatic bacterial richness? Ecology, 86 (7) : 1715–1722.

Richards C., Johnson L., Host G., (1996). Landscape-scale influences on stream habitats and biota. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 53 : 295–311.

Rogers C., Brabander D., Barbour M., Hemond H., (2002). Use of physical, chemical, and biological indices to assess impacts of contaminants and physical habitat alteration in urban streams. Environmental Toxicology and Chemistry, 21 : 1156.

Rosenberg D. and Resh V., (Eds.) (1993). Freshwater Biomonitoring and Benthic Macroinvertebrates., Chapman and Hall, New York.

S

Salas F., (2006). User-friendly guide for using benthic ecological indicators in coastal and marine quality assessment. Ocean & Coastal Management, 49 : 308–331.

Sanchez W., Sancheza W., Sremskib W., Piccinia B., Palluela O., Maillot-Maréchala E., Betoullec S., Jaffalc A., Aït-Aïssaa S., Briona F., Thybaudd E., Hinfraya N., Porchera J., (2011). Adverse effects in wild fish living downstream from pharmaceutical manufacture discharges. Environment international, 37 : 1342.

43

Joëlle JANDRY

Saunders D., Meeuwig J., Vincent A., (2002). Freshwater protected areas : Strategies for Conservation. Conservation Biology, 16 (1) : 30–41.

Schipper L., Robertson W., Gold A., Jaynes D., Cameron S., (2010). Denitrifying bioreactors– An approach for reducing nitrate loads to receiving waters. Ecological Engineering, 36 : 1532.

Shields F., Knight Jr. S., Cooper C., (1995). Use of the index of biotic integrity to assess physical habitat degradation in warmwater streams. Hydrobiologia, 312(3) :191–208.

Sigg L., (2000). Chimie des milieux aquatiques : chimie des eaux naturelles et des interfaces dans l'environnement (Coll. Sciences Sup).

Sponseller R.A. and Grimm N.B., (2010). Responses of macroinvertebrate communities to long-term flow variability in a Sonoran Desert stream. Global Change Biology, 16(10) : 2891–2900.

Squires L., Rushforth S., Brotherson J., (1979). Algal response to a thermal effluent : Study of a power station on the Provo River, Utah USA, Hydrobiologia, 63 : 17–32.

Stone J., McCutcheon C., Stetler L., Chipps S., (2011). Interrelationships between Fish Tissue Mercury Concentrations and Water Quality for South Dakota Natural Lakes and Impoundments. Water Air Soil Pollution, 222 : 337–349.

Strayer D. and Eviner V., (2006). Understanding the long-term effects of species invasions. Trends in Ecology & Evolution, 21 (11) : 645–651.

T

Tachet H., Richoux P., Bournaud M., Usseglio-Polatera P., (2010). Invertébrés d'eau douce : systématique, biologie, écologie CNRS edition : 607.

Tockner K., Uehlinger U., Robinson C., Tonolla D., Siber R., Peter F., (2009). Chapitre 1- Introduction to European Rivers. In : Rivers of Europe, Edited by Klement Tockner, Urs Uehlinger and Christopher T Robinson. Academic Press 700 pages.

Trouilhé M.-C., (2006). Etude biotique et abiotique de l’habitat préférentiel de l’écrevisse à pattes blanches (Austropotamobius pallipes) dans l’ouest de la France. Thèse de Doctorat, Université de Poitiers.

V

Verneaux J., (1973). Cours d’eau de Franche-Comté (Massif du Jura). Recherches écologiques sur le réseau hydrographique du Doubs. Essai de biotypologie. Thèse d’état, Besançon : 257.

44

Joëlle JANDRY

W

Weitzel R. and Bates J., (1981). Assessment of effluent impacts through evaluation of periphyton diatom community structure.J.M. Bates, C.I. Weber (Eds.), Ecological Assessments of Effluent Impacts on Communities of Indigenous Aquatic Organisms, American Society for Testing and Materials Philadelphia : 142–165.

Whitton B., Rott E., Friedrich G., (Eds), (1991). Use of Algae for Monitoring Rivers. Institut für Botanik, Universität Innsbruck, Innsbruck, Austria.

En ligne sur : http://www.onema.fr/hydromorphologie-fluviale. », Physio-Géo [En ligne] 5 (2011), mis en ligne le 11 février 2011, Consulté le 06 novembre 2012. URL : http://physio-geo.revues.org/1532 ; DOI : 10.4000/physio-geo.1532. http://plancton-du-monde.org/module-formation/phyto_02.html.

45

Joëlle JANDRY

Chapitre 2

Matériel et Méthodes

Chapitre 2 : Matériel et Méthodes

I. Contexte de l’étude 46 1. Objectif 46

2. Localisation des sites étudiés 46

3. Description des sites étudiés 50

3.1. Bassin Versant de la Sèvre Nantaise 50

3.2. Bassin Versant du Thouet 50

3.3. Bassin Versant de la Sèvre Niortaise 52

3.4. Bassin Versant du Clain 53

3.5. Bassin Versant de la Gartempe 54

II. Protocoles expérimentaux 55 1. Echantillonnage 55

2. Analyses in situ 56

3. Analyses de laboratoire 56

3.1. Composante Minérale 56

3.2. Composante Organique 59

3.3. Composante Biologique 60

III. Références Bibliographiques 61

46

I. Contexte de l’étude

1. Objectif

Cette thèse a été menée dans l’objectif de proposer des indicateurs de qualité du milieu capables d’indiquer le caractère propice ou non d’un site à la présence de A. pallipes. Suite à une étude antérieure effectuée au laboratoire (Trouilhé, 2006), des sites avec et sans écrevisses à pattes blanches ont été retenus dans une zone géographique. A partir des connaissances acquises, deux indicateurs potentiels ont été choisis : - Les éphémères : des observations de terrains ont montré des taxons différents. - La MOD : une corrélation entre les paramètres globaux et la présence de A. pallipes a été observée

2. Localisation des sites étudiés

Différents cours d’eaux (13) de l’ouest de la France ont étés prospecter au travers de quatre bassins versant des Deux Sèvres, situés au cœur du pays de Gâtine, et un bassin versant situé dans la Vienne, aux alentours de Montmorillon dans la Vienne :

- Bassin Versant de la Sèvre Nantaise : La Sèvre Nantaise - Bassin Versant du Thouet : Le Thouet, la Verdonnière et la Viette - Bassin Versant de la Sèvre Niortaise : La Rourie et le Gâtineau - Bassin Versant du Clain : Le Magot - Bassin Versant de la Gartempe : la Barre, le Chambon, le Font Bignoux, l’Oranville, le Rillé et le Toureau

Joëlle JANDRY

47

Tableau 1 : Cartes des Bassins Versant (BV) étudiés BV de la Sèvre Nantaise BV du Thouet

BV de la Sèvre Niortaise BV du Clain

BV de la Gartempe • La Sèvre Nantaise (source ASNA - Association de la Sèvre Nantaise et de ses affluents) • Le Thouet (source Fédération de pêche du Maine et Loire) • La Sèvre Niortaise (source IIBSN - Institution interdépartementale du Bassin de la Sèvre Niortaise) • Le Clain (source EPTB Vienne - établissement public territorial de bassin) • La Gartempe (source EPTB Vienne)

Joëlle JANDRY

48

Joëlle JANDRY

49

Tableau 2 : Localisation des sites étudiés Bassin Coordonnées GPS Présence/Absence IBGN Qualité de Ruisseau Abréviation Versant Latitude Longitude de A. pallipes score* l’eau* Sèvre Sèvre Nantaise 1 SN1 N46°37'04.6" W0°29'51.5" + 12/20 acceptable Nantaise Sèvre Nantaise 2 SN2 N46°37'46.5" W0°30'45.1" - 12/20 acceptable Thouet 1 T1 N46°36'59.8" W0°28'37.6" + 13/20 bonne Thouet 2 T2 N46°37'34.8" W0°27'33.5" - 12/20 acceptable Verdonnière 1 Ve1 N46°36'10.6" W0°20'53.3" + 16/20 bonne Thouet Verdonnière 2 Ve2 N46°37'13.29" W0°19'57.14" - 12/20 acceptable Verdonnière 3 Ve3 N46°37'18.47" W0°19'52.4" - nd Très mauvaise Viette 1 Vi1 N46°34'08.2" W0°20'14.1" + 16/20 bonne Viette 2 Vi2 N46°33'58.5" W0°18'20.4" - 04/20 mauvaise

Rourie 1 R1 N46°35'25.9" W0°28'24.8" + 13/20 bonne Sèvre Rourie 2 R2 N46°34'07.1" W0°29'14.1" - 15/20 bonne Niortaise Gâtineau 1 G1 N46°34'43.4" W0°26'23.1" + 14/20 bonne Gâtineau 2 G2 N46°33'46.8" W0°26'00.1" - 14/20 bonne Magot 1 M1 N46°37'00.5" W0°04'39.1" + 14/20 bonne Clain Magot 2 M2 N46°37'09.6" W0°02'00.3" + 13/20 bonne Barre Ba N46°13'19.9" E0°55'50.8" + nd nd

Chambon Cha N46°28'13.3" E0°51'32.4" + nd nd Font Bignoux Fb N46°21'35.8" E0°53'52.5" + nd nd Gartempe Oranville Or N46°19'29.8" E0°44'26.2" + nd nd Rillé Ri N46°28'44.4" E0°53'42.7" - nd nd Toureau To N46°22'29.3" E0°54'25.1" + nd nd 1 : Point amont ; 2 : Point aval + : Présence de A. pallipes ; - : Absence de A. pallipes nd : non déterminé * : source Grandjean et al., 2011 (Mesures effectuées en Août 2004)

Joëlle JANDRY

50

3. Description des sites étudiés

3.1. Bassin Versant de la Sèvre Nantaise

Ce bassin versant couvre un territoire de 2350 km² répartis sur 143 communes comptant près de 300 000 habitants, avec un réseau hydrographique de plus de 2000 km. Le sol est de type granitique puisqu’il est situé dans le massif Armoricain.

La Sèvre Nantaise Cette rivière est un affluent de la Loire et parcourt 136 km depuis la source jusqu’à la confluence en traversant les départements des Deux-Sèvres, de la Vendée, du Maine et Loire et de la Loire Atlantique. Ses affluents principaux sont l’Ouin, la Moine, la Crûme, la Sanguèze et la Maine. Le point amont (SN1) se trouve à 0,9 km de la source après 4 grands étangs (0,2 ; 0,17 ; 0,43 et 2,2 ha), le point aval (SN2) est localisé à 2,7 km de la source. Un étang se situe entre les 2 points de prélèvements. Pour SN1, une des deux rive seulement et boisée et contribue à une couverture ombragée du lit de la rivière à hauteur de 60%, alors que pour SN2, les deux rives étant boisées, l’ombrage est de l’ordre de 80%. Les deux points sont situés dans des zones de pâturages. SN1 est également proche d’une activité de culture (pommes), alors que quelques habitations sont proches de SN2. Pour les deux points, le substrat majoritaire du type galets/pierres (55 et 50 % respectivement) suivi par les graviers (36 %) pour SN1 et le sable (20 %) pour SN2.

3.2. Bassin Versant du Thouet

Le bassin versant du Thouet représente une surface de 3376 km² couvrant 195 communes (220 000 habitants). Le réseau hydrographique du bassin représente 2423 km. Le socle de ce Bassin versant est en partie granitique (Massif Armoricain) à l’ouest puis sédimentaires à l’Est et ainsi que sur l’axe Sud-Nord. La zone du Bassin versant étudiée est très restreinte (environ 200 ha) et correspond à une zone de protection Natura 2000 essentiellement faite de paysages bocagers.

La fiche descriptive du site a été définie :

Joëlle JANDRY

51

Tableau 3 : Description Générale du site du Thouet classé (Natura 2000 – FR5400442) Prairies semi-naturelles humides, Prairies mésophiles améliorées 56 % Forêt caducifoliées 20 % Zones de plantations d’arbres 9 % Eaux douces intérieures (Eaux stagnantes, Eaux courantes) 8 % Autres terres arables 3 % Prairies améliorées 3 % Forêt artificielles en monoculture 1 %

Le Thouet Le linéaire du Thouet est de 152 km, ses principaux affluents sont la Dive, le Thouaret, l’Argenton et le Cébron. Il traverse les Deux-Sèvres, la Vienne et le Maine et Loire. Le point amont (T1) est à 1, 4 km de la source, alors que le point aval (T2) est à 3,3 km. Au niveau de la source (« les sources de Gâtine »), il y a 3 étangs (0,9 ; 0,2 et 0,3 ha) qui ne sont pas raccordés. Pour les deux points, les berges sont boisées et la couverture végétale est l’ordre de 80 %. Entre les deux points, l’occupation du sol est du type pâturage et zones bocagères alors qu’au niveau de la source, il y a plutôt des cultures. Pour T1, le substrat est essentiellement des graviers (83 %) alors que pour T2, il y a autant de graviers que de litière (MO) : 38 et 38 % respectivement.

La Verdonnière Elle a un linéaire de 3,7 km et se jette dans le Thouet dans les Deux-Sèvres. Le point Amont (Ve1) situé à 0,5 km de la source a une couverture végétale de 60 % en raison d’une rive boisée. Le point Aval (Ve2) a un ombrage plus important (80 %) puisque les deux rives sont arborées, il est situé à 3,5 km de la source. Deux petits étangs (≤ 0,2 ha) se situent en amont du point Ve1 puis 4 autres plus importants (0,23 ; 0,54 ; 0,23 ; 0,83 ha) sont localisés entre les deux points. Entre Ve1 et Ve2, on retrouve principalement des prairies, zones bocagères et quelques cultures. Notons surtout la présence de fermes avicoles (pintades) à proximité directes des deux points d’échantillonnage. Pour Ve1, on trouve de façon quasi équitable des pierres/galets et des graviers (43 et 52 % respectivement). En aval, les pierres/galets restent majoritaires avec 40 % suivi par les graviers et sable à 25 et 20 % respectivement. Le point Verdonnière Ve3 est un fossé drainant les rejets de fermes avicoles.

La Viette Ce ruisseau a un linéaire de 16,6 km, c’est un affluent du Thouet dans les Deux- Sèvres. Le point amont (Vi1) est très proche de la source (0,06 km) et le point Vi2 est situé à

Joëlle JANDRY

52

2,8 km en aval. Un étang (< 0,1 ha) se situe en amont de Vi1 puis 2 étangs (≤ 0,2 ha) sont présents entre les deux points. Le taux d’ombrage est du même ordre de grandeur pour les deux points (60 %), seule une rive est boisée pour Vi1 alors que les deux le sont pour Vi2. Le paysage au niveau de ces 2 points est fait de prairies bocagères et de peupleraies. Cependant, il est important de noter des pâturages très proches pour le point Vi1 (animaux s’abreuvent dans le ruisseau). En amont, les pierres/galets sont majoritaires (50 %) suivi par les graviers (15 %) alors que en Vi2, on retrouve les mêmes substrats mais dans des proportions un peu différentes : 37 % de pierres/galets ; 37 % de graviers.

3.3. Bassin Versant de la Sèvre Niortaise

Ce bassin versant couvre 3650 km² répartis entre les Deux-Sèvres, la Vendée et la Charente Maritime pour un réseau hydrographique de 1800 km essentiellement composé de la Sèvre Niortaise et du Marais Poitevin. Le sol de ce bassin versant est de type granitique (Massif Armoricain).

La Rourie Ce ruisseau de 3,8 km se jette dans le Fenioux puis l’Autise qui est un affluent de la Sèvre Niortaise. Le ruisseau prend sa source dans une zone très boisée (Forêt domaniale de Secondigny) et deux étangs assez importants (0,2 et 0,8 ha) se situent entre les deux points de prélèvement. Le point amont (R1) situé à 0,7 km de la source a ses rives très boisées (ombrage à 80 %) et le site aval (R2) à 3,7 km en aval de la source a également ses deux berges arborées mais plus légèrement (couverture végétale à 40 %). L’ensemble du linéaire entre les deux points est très boisé. Pour le point R1, une ferme agricole est présente juste en amont du point de prélèvement. Pour le point R2, quelques habitations sont à notées en plus de la présence d’une ferme où les animaux s’abreuvent directement dans le ruisseau. De même, pour ce point aval, des écrevisses américaines (Orconecter Limosus) ont étés pêchées. Sur les deux stations de prélèvement, les pierres/galets sont dominants (76 et 50 % respectivement pour R1 et R2) suivi par les graviers en amont (15 %) et le sable (13 %) en aval.

Le Gâtineau Ce petit ruisseau de 4,5 km se jette dans la Miochette puis dans l’Autise et fini dans la Sèvre Niortaise. Le point amont est situé après un étang (0,2 ha). Le point amont (G1) est situé à 0,5 km de la source et le point aval (G2) à 2,5 km. Pour G1, les deux rives boisées

Joëlle JANDRY

53

amènent une couverture végétale importante (80 %) alors que pour le point G2, l’ombrage est moins intense (40 %) puisque seule une rive est boisée. Le linéaire entre les deux points est situé dans une zone entièrement boisée (Forêt domaniale de Secondigny) entourée de prairies bocagères, de pâturages et de fermes. Le substrat est composé principalement de pierres/galets pour les deux points (61 et 50 % respectivement) suivi par des graviers en amont (25 %) et du sable en aval (25 %).

3.4. Bassin Versant du Clain

Le bassin versant du Clain s’étend sur 2965 km² entre la Charente et la Vienne. Le sol de ce bassin versant est plutôt cristallin au Sud et sédimentaire au Nord.

Le Magot Ce ruisseau de 7,2 km se jette dans l’Auxance qui est un affluent du Clain. Il prend sa source dans une zone boisée (bois de Magot). Les points amont (M1) et aval (M2) sont situés à 2,3 et 6,3 km de la source respectivement. Les rives des deux points sont boisées entrainant une couverture végétale de 80% à chaque point. Deux étangs sont situés en amont de M1 (1,3 et 0,2 ha) puis un petit étang entre les deux points (< 0,2 ha). L’occupation du sol au niveau des deux points est du type forêt, bocages, pâturages, potagers et quelques habitations. En amont, les pierres/galets sont très majoritaires (80 %) suivi par les graviers (15 %) alors qu’en aval, les pierres/galets ne représentent que 35 % du substrat, suivi par le sable (24 %). De plus ce ruisseau fait partie du Réseau Natura 2000 qui a pour objectif de définir des zones protégées pour des habitats d’espèces menacées, telles que les écrevisses à pattes blanches.

Dans ce cadre, une fiche descriptive du site a été définie :

Tableau 4 : Description Générale du site du Magot classé (Natura 2000 – FR5400441)

Joëlle JANDRY

54

Prairies semi-naturelles humides, Prairies mésophiles améliorées 50 % Forêt caducifoliées 25 % Forêts mixtes 14 % Eaux douces intérieures (Eaux stagnantes, Eaux courantes) 7 % Cultures céréalières extensives 3 % Autres terres arables 1 %

3.5. Bassin Versant de la Gartempe

Ce bassin versant couvre une superficie de 3922 km², en traversant la Creuse, la Haute- Vienne, la Vienne, l’Indre et l’Indre et Loire.

La Barre Ce petit ruisseau d’un linéaire de moins d’un kilomètre se jette directement dans la Gartempe. Les berges du ruisseau sont légèrement boisées et l’environnement proche comporte quelques habitations, pâturages et zones cultivées. Les 100 derniers mètres du linéaire sont sous couvert forestier. Le point de prélèvement est situé à 350 m en aval de la source.

Le Chambon Ce ruisseau d’environ 5 km prend sa source dans des étangs (4,8 ; 1,7 ; 1,1 et 0,5 ha) avant de se jeter dans la Gartempe. Un autre étang assez important (1,1 ha) se trouve directement sur le linéaire alors que d’autres sont connectés. Le point de prélèvement est situé sur la fin du linéaire à 4,7 km de la source dans une zone boisée. Les alentours sont couverts de prairies et de zones de cultures ainsi que de bocages.

Le Font Bignoux Ce petit ruisseau est une source captée d’environ 600 m de long qui se jette dans la Gartempe. Le point de prélèvement est situé à 500 m en aval de la source. Les rives sont légèrement boisées et entourées de prairies et de bocages. Quelques habitations sont à notées près de la source.

L’Oranville Ce ruisseau d’environ 5 km se jette dans la petite blourde qui se jette dans la Gartempe. La source du ruisseau commence dans un petit étang (0,06 ha). Le point de prélèvement se situe 3,2 km en aval de la source après 3 autres étangs (0,12 ; 0.014 ; 0.035 ha) et avant une source captée. Le point est localisé dans les deux derniers kilomètres du linéaire

Joëlle JANDRY

55

qui sont très boisé. Le reste du paysage alentour est fait de prairies, de zones de culture et de bocages. Une route départementale longe le linéaire depuis la source et sur 4 km. Quelques hameaux sont situés à proximité de la fin du linéaire.

Le Rillé Ce point est situé en amont du point précédent appelé Chambon sur le Chambon, dans la zone non boisée du linéaire après un grand étang (1,1 ha). Il est situé à 1,8 km de la source. Le paysage est fait de prairies et/ou zones agricoles bocagères. De plus, plusieurs petits hameaux se trouvent à proximité. Le Toureau Ce ruisseau d’un peu plus de 3 km prend sa source au niveau de deux grand étang (3,8 ; 0,8 ha) avant de se jeter dans la Gartempe. Le point de prélèvement se situe 1,9 km en aval de la source dans la partie du linéaire située dans une zone boisée (500 m). Le paysage est fait de grandes prairies, de grandes zones agricoles ou de culture et de bocages. 600 m après la source, une route nationale et une voie ferrée traversent le linéaire.

II. Protocoles expérimentaux

1. Echantillonnage

Un suivi mensuel sur une période de 11 mois (Octobre 2010 à Septembre 2011, à l’exception d’Août 2011) a été réalisé. Les 7 cours d’eaux des Deux Sèvres (Sèvre Nantaise, Thouet, Verdonnière, Viette, Rourie, Gâtineau, Magot) ont été échantillonnés en amont et en aval d’une zone choisie pour la présence de pressions anthropiques potentielles (habitations, cultures, élevages, rejets). En revanche, les 6 cours d’eaux du bassin versant de la Gartempe (Barre, Chambon, Font Bignoux, Oranville, Rillé, Toureau) n’ont été prélevés qu’en un seul point. 20 échantillons d’eaux ont donc étés collectés par mois sur une période de 10 mois, soit un total de 200 échantillons.

Pour chaque campagne, de l’eau a été prélevée directement dans des flacons en polyéthylène de 2 L à usage unique. Puis certaines mesures de paramètres physico-chimiques ont été réalisées in situ. Les échantillons ont ensuite été transportés dans des glacières jusqu’au laboratoire où ils ont été stockés dans une chambre froide à 4 °C jusqu’à analyse.

Joëlle JANDRY

56

NB : Toute la verrerie utilisée lors des analyses chimiques des échantillons a été soigneusement nettoyée puis calcinée au four (500 °C, pendant 6 h). De même, toutes les solutions étalons ont été préparées avec de l’eau MilliQ et des réactifs de qualité analytique.

2. Analyses in situ

Pour éviter une possible variabilité de certains paramètres physico-chimiques en raison du transport, des appareils portatifs ont été utilisés in situ pour mesurer la température, le pH, la conductivité, l’oxygène dissous et la turbidité (Tableau 5).

Tableau 5 : Liste du matériel utilisé pour les mesures in situ Paramètres et unités Abréviations Méthodes analytiques et sondes utilisées Température (oC) T Sonde de température WTW Sen Tix 41 pH pH Potentiométrie/sonde WTW Sen Tix 41 Conductivité (µS/cm) Cond Potentiométrie/sonde WTW TetraCom 325 Oxygène dissous O2 Potentiométrie/sonde WTW CellOx 325 (mg O2/L) Spectrophotomètre de terrain HACH Pocket Turbidimeter Turbidité (NTU) Turb Cat. No. 52600-00

3. Analyses de laboratoire

Pour chaque échantillon d’eau, deux composantes ont étés analysées : - La composante minérale caractérisée par les paramètres : pH, conductivité, teneurs en chlorures, nitrates, sulfates et azote ammoniacal, éléments inorganiques. - La composante organique caractérisée par les paramètres : teneur en carbone organique, absorbance UV à 254 nm et fluorimétrie 3D.

3.1. Composante Minérale

Tableau 6 : Liste des méthodes et techniques analytiques utilisées pour caractériser la composante minérale Paramètres et unités Abréviations Méthodes et techniques analytiques

+ Mesure d’absorbance Azote Ammoniacal (mg/L) NH4 à 630 nm par spectrophotométrie (NF T 90-015-2)

Joëlle JANDRY

57

- Nitrates (mg/L) NO3 Chromatographie ionique (Dionex) : 2- Sulfates (mg/L) SO4 Système Dionex ICS-3000, colonne Vydac 3021C4.6, Chlorures (mg/L) Cl- (NF T 90-042) ICP-OES (Perkin Elmer) Al, Fe, Na, Ca, K, Mg, Zn, Mn, Cu, Si Optima 4300 DV

Dosage de l’azote ammoniacal (Norme NF T 90-015-2) Le principe de cette méthode repose sur la formation d’un composé coloré en milieu alcalin : le bleu d’indophénol. Les ions ammonium réagissent avec du phénol et de l’hypochlorite en présence d’un catalyseur (le nitroprussiate) pour former le composé coloré qui sera ensuite dosé par spectrophotométrie à une longueur d’onde de 630 nm.

Une gamme d’étalonnage est réalisée à partir de NH4Cl pour des concentrations comprises entre 0,1 et 1 mgNH4/L. Au moins deux blancs réactifs sont réalisés pour chaque série de mesures. Le spectrophotomètre utilisé est un spectromètre Varian – 50 scan avec une cuve en quartz de 1 cm. Le domaine d’erreur de l’analyse est de 5 à 10 %.

Dosage des anions par Chromatographie ionique (Norme NF T 90-042) Cette technique permet le dosage simultané de plusieurs molécules chargées ou ions ayant une même nature de charge. Dans cette étude il s’agit d’une chromatographie anionique permettant la séparation et l’analyse d’ions minéraux chargés négativement. La séparation chromatographique est réalisée grâce à la colonne où la phase stationnaire a la particularité d’être une résine échangeuse d’ions. La phase stationnaire de la colonne est composée d’une silice greffée de groupements fonctionnels chargés positivement permettant donc de retenir des espèces chargés négativement. L’éluant apporte à la phase stationnaire des contre-ions négatifs ainsi que les anions à doser. La séparation des anions par la colonne dépend de leur charge mais aussi de leur taille ainsi que de la force de l’éluant et seront donc retenus plus ou moins rapidement. Le détecteur utilisé est un conductimètre qui permet de doser toutes les charges présentent en solution. Chaque ion donne une réponse spécifique puisque la taille, la charge et la conductivité ionique est propre à chacun.

Le système chromatographique (Dionex) utilisé dans cette étude est composé d’une pompe Dionex ICS-3000 DP, d’un système pour la colonne Dionex ICS-3000 DC, d’une colonne Vydac 3021C4.6 et d’un Détecteur Dionex ICS-3000. L’éluant utilisé est une solution de

Joëlle JANDRY

58

NaOH (Sigma Aldrich), préparée avant chaque utilisation. La calibration de l’appareil est réalisée à l’aide de solutions étalons de chlorures, de sulfates et de nitrates, préparées à partir de NaCl, Na2SO4 et NaNO3 (Sigma Aldrich). Le volume d’injection utilisé est de 30 µL. Les résultats sont traités à l’aide du logiciel Chroméléon (Dionex).

ICP-OES (Inductive Coupled Plasma – Optical Emission Spectrometry) Cette technique permet de doser simultanément un très grand nombre d’éléments. Le principe est basé sur une ionisation de l’échantillon qui est ensuite introduit dans une torche à plasma à très haute température. Les électrons des ions retournent à leur état fondamental en émettant un photon. L’énergie de ce photon est caractéristique d’un élément puisqu’elle correspond à une longueur d’onde. L’énergie (ou lumière) émise est mesurée par un détecteur (photomultiplicateur) qui convertit cette énergie émise en concentration.

Pour cette étude, une large gamme d’éléments a été mesurée en utilisant un ICP-OES de type Optima 4300 DV (Perkin Elmer). Le gaz vecteur utilisé est de l’Argon. La phase mobile utilisée hors échantillon est de l’eau ultrapure contenant 0,5 % d’acide nitrique (Trace Metal Grade, Fisher Scientific). La calibration de l’appareil est réalisée lors de chaque série de mesure en utilisant des solutions étalons préparées à partir de deux solutions standard commerciales certifiées (CaPuan, SARL ACSD) : - l’une contenant 21 éléments : Al, B, Na, Ca, K, Mg, Fe, Mn, Zn, Cd, Co, Ni, Cu, As, Se, Pb, Hg, Ba, Cr, Mo, Sr - l’autre contenant 3 éléments : P, S, Si Le blanc (EUP acidifiée : 0,5 % HNO3) est nécessairement vérifié et soustrait. Chaque échantillon est mesuré 3 fois par la méthode utilisée. Les résultats sont exprimés en mg ou µg d’élément par litre. La répétabilité de la méthode a été vérifiée régulièrement sur plusieurs échantillons analysés à différents moments d’une même série de mesure. Les résultats ont montrés un domaine d’erreur de mesure compris entre 5 et 30 % selon l’élément analysé.

Tableau 7 : Longueur d’onde des éléments d’intérêt analysés par ICP-OES Eléments Longueur d’ondes (nm) Unité Al 394,401 µg/L Fe 259,939 µg/L

Joëlle JANDRY

59

Na 589,592 mg/L Ca 315,887 mg/L K 766,490 mg/L Mg 280,271 mg/L Zn 257,610 µg/L Mn 213,857 µg/L Cu 324,752 µg/L Si 251,611 mg/L

3.2. Composante Organique

Tableau 8 : Liste des méthodes et techniques analytiques utilisées pour caractériser la composante organique Paramètres et unités Abréviations Méthodes et techniques analytiques Carbone Organique COT-mètre Shimadzu TOC-VCSH COT Total (mgC/L) (NF T 90-102) Absorbance UV à 254 UV254 Spectrophotomètre Varian – 50 scan nm (cm-1) Intensité de Fluorimètre Horiba Jobin Yvon-Spex FluoroMax-4 Fluo Fluorescence 3D cuve en quartz miroitée de trajet optique 1 cm

Dosage du Carbone Organique Total (Norme NF T 90-102) Le principe de la méthode repose sur une oxydation catalytique et thermique de l’échantillon qui transforme le carbone organique en CO2, ensuite détecté par infrarouge. L’appareil utilisé est un COT-mètre Shimadzu TOC-VCSH. La gamme d’étalonnage utilisée a été réalisée grâce à de l’hydrogénophtalate de potassium. Les échantillons ont été analysés au moins 3 fois pour avoir un écart type entre les valeurs inférieur à 2 %. Il s’agit bien ici d’une mesure de carbone organique total même si l’appareil réalise une acidification de l’échantillon suivie d’un dégazage avant l’injection car l’échantillon est analysé brut sans avoir été préfiltré. Cette étape d’acidification/dégazage ne supprime donc - - que le carbone inorganique (CO3 , HCO3 ).

Mesure de l’absorbance UV à 254 nm La mesure de l’Absorbance UV à 254 nm est réalisée grâce à un spectrophotomètre Varian – 50 scan. Une cuve en quartz de 1 cm a été utilisée.

Joëlle JANDRY

60

De ces 2 mesures (COT et UV254) on peut calculer le paramètre SUVA qui reflète le caractère aromatique de la matière organique : -1 SUVA (m .L/mgC) = Abs. UV254 (m-1)/COT (mgC/L)

Spectroscopie de Fluorescence Le principe de cette méthode repose sur la mesure de l’énergie émise lors du retour à l’état fondamental d’une molécule excitée. Cette mesure a été réalisée grâce à un fluorimètre Horiba Jobin Yvon - Spex FluoroMax - 4 en utilisant une cuve en quartz à faces miroitées de trajet optique de 1 cm sur des échantillons brut non filtrés mais après décantation. Les intensités de fluorescence sont mesurées pour : - Des longueurs d’onde d’excitation de 200 à 450 nm - Des longueurs d’onde émission de 300 à 500 nm Une matrice d’excitation-émission de fluorescence (MEEF) est ensuite tracée par le logiciel FluorEsscence V3.5 en soustrayant un blanc (eau MilliQ).

3.3. Composante Biologique

IBGN La méthode française des IBGN – Indice Biologique Global Normalisé - (AFNOR 1992, 2004), est basée sur l'abondance relative des différents groupes de macroinvertébrés identifiés à travers toute la gamme des habitats présents sur le site étudié. En Août 2004, chacun des sites a été échantillonné à l'aide d'un filet standard Surber (surface: 500 cm2; maillage: 500 µm) d’après le protocole établit par Verneaux et al. (1982). Les échantillons ont été conservés dans le formol à 10%. Au laboratoire, les macroinvertébrés ont été triés avec des tamis de 500 mailles et identifiés à des familles (à l'exception des Hydrozoaires, Hydracarina et oligochètes). Les scores des IBGN s’étalent sur une échelle de 0 à 20 où 0 indique un niveau élevé de pollution et 20 pas de pollution. Ce score est basé sur une liste faunique limité à 138 taxons de macroinvertébrés dont 38 sont divisés en 9 groupes d'indicateurs de qualité de l'eau. Le score dépend à la fois du nombre de taxons et des groupes d'indicateurs.

Ephéméroptères Le éphéméroptères ont été identifiés jusqu’au niveau de l’espèce d’après l'échantillonnage effectué pour l’IBGN, afin d'évaluer si une identification plus approfondie des éphémères

Joëlle JANDRY

61

fourni plus de détails. Chaque individu a été identifié à une espèce grâce à une clé d'identification Suisse (Stüdemann et al., 1992).

III. Références Bibliographiques

A

AFNOR, (1992, 2004). Qualité écologique des milieux aquatiques. Qualité de l’eau, Détermination de l’indice biologique global normalise (IBGN), Association française de normalisation: 90–350.

ASNA, Association de la Sèvre Nantaise et de ses affluents, http://www.sevre-nantaise.com/

E

EPTB Vienne, Etablissement public territorial de bassin, http://www.eptb-vienne.fr/

F

Fédération de pêche du Maine et Loire, http://www.fedepeche49.fr/fr/

G

Grandjean F., Jandry J., Bardon E., Coignet A., Trouilhé M.-C., Parinet B., Souty-Grosset C., Brulin M., (2011). Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of whiteclawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Hydrobiologia, 671 (1) : 253–258.

I

IIBSN, Institution interdépartementale du Bassin de la Sèvre Niortaise, http://www.sevre- niortaise.fr/

N

Natura 2000 – FR5400441 (Magot).

Natura 2000 – FR5400442 (Thouet).

Norme NF T 90-015-2 (Dosage de l’azote ammoniacal (Norme NF T 90-015-2).

Norme NF T 90-042 (Dosage des anions par Chromatographie ionique).

Norme NF T 90-102 (Dosage du Carbone Organique Total).

S

Joëlle JANDRY

62

Stüdemann D., Landolt P., Sartori M., Hefti D., TomkaI I., (1992). Ephemeroptera (French version). In: Société entomologique suisse (ed.), Insecta Helvetica Fauna 9 : 174.

T

Trouilhé M.-C., (2006). Etude biotique et abiotique de l’habitat préférentiel de l’écrevisse à pattes blanches (Austropotamobius pallipes) dans l’ouest de la France. Thèse de Doctorat, Université de Poitiers.

V

Verneaux J., Galmiche P., Janier F., Monnot A., (1982). Une nouvelle méthode pratique d’évaluation de la qualité des eaux courantes. Un indice biologique de qualité générale (IBG). Analytical Sciences, University of Besançon.

Joëlle JANDRY

Chapitre 3

Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes).

Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of white-

clawed crayfish (Austropotamobius pallipes).

Frédéric Grandjean, Joelle Jandry, Elodie Bardon, Aurore Coignet, Marie-Cécile Trouilhé, Bernard Parinet, Catherine Souty-Grosset, Michel Brulin

F. Grandjean, E. Bardon, A. Coignet, M.-C. Trouilhé, C. Souty-Grosset Laboratoire Ecologie, Evolution, Symbiose, Université de Poitiers, UMR-CNRS 6556, 40 avenue du Recteur Pineau, 86022 Poitiers cedex, France, [email protected]

J. Jandry, M.-C. Trouilhé, B. Parinet Laboratoire de Chimie de l’Eau et de l’Environnement, Université de Poitiers, UMR-CNRS 6008, 40 avenue du Recteur Pineau, 86022 Poitiers cedex, France

M. Brulin OPIE-benthos, La Minière, B.P. 30, 78041 Guyancourt cedex, France

Abstract Currently, the distribution of the European native white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) is restricted, fragmented and mainly located in headwater streams. Many European countries have active programmes for its conservation and some also have reintroduction programmes. Here, we used the ephemeropteran communities as a bioindicator of A. pallipes presence. Results from 36 brooks showed that the ephemeropteran richness is statistically higher in sites with crayfish compared to sites without crayfish. We propose using two Leptophlebiidae species (Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata) as bioindicators of crayfish presence.

Keywords : Running water, Bioindicators, Leptophlebiidae, Macroinvertebrates

Published in Hydrobiologia (2011), 671:253-258.

Chapitre 3 : Use of Ephemeroptera as bioindicators of the

occurrence of white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes)

I. Introduction 62

II. Material and Methods 63

III. Results and discussion 64

IV. Acknowledgments 67

V. References 67

62

I. Introduction The white-clawed crayfish, Austropotamobius pallipes (Lereboullet, 1858) is an indigenous crayfish species found in Western Europe (geographic distribution reviewed in Holdich, 2002). Its distribution is now greatly reduced throughout its natural range and particularly in France (Changeux, 2003) and even in Poitou–Charentes region (Bramard et al., 2006), due to several causes (i) the pollution of freshwaters by domestic, agricultural, or industrial waste, (ii) habitat loss through engineering work, (iii) overfishing / overexploitation; (iv) introduction of alien species highly tolerant to the crayfish plague and acting as vectors of this disease (Grandjean et al., 2003; Souty-Grosset et al., 2006). As a result of this decline, Austropotamobius pallipes is now listed in the red book of endangered species since 2010 (Füreder et al., 2010) as well under Annex 2 of the EU Habitats Directive as a species requiring special conservation measures. To increase the number of populations, many countries in Europe have active programmes for conservation and some also have reintroduction programmes. Generally, the main criteria used to select a brook for restocking is based on the physicochemical characteristics of the aquatic habitats. As pollution from chemicals may be transient and unpredictable, biological monitoring often appears to be more appropriate to assess contamination of aquatic ecosystems than traditional chemical evaluation of water quality (Barbour et al., 1996). Among the macroinvertebrate community, mayflies are considered as keystone species and their presence is believed to be an important environmental indicator of oligotrophic to mesotrophic (i.e. low to moderately productive) conditions in running waters (Bauernfeind & Moog, 2000). They occur in a wide variety of lotic and lentic water habitats, with the greatest diversity being found in 2nd and 3rd order streams (Edmunds and Waltz, 1996). Mayfly species show different sensitivity or tolerance to organic matter discharge that overlap with the findings of Trouilhé et al. (2007) which also showed the influence of organic matter on the distribution of A. pallipes. The objective of this study was: to identity the ephemeropteran community to look for any relationship with the presence of A. pallipes. The applied outcome of this study is to use Ephemeroptera communities as a bioindicator of crayfish presence in the selection of suitable brooks for a crayfish relocation program in Poitou–Charentes region.

Joëlle JANDRY

63

II. Material and Methods Thirty-six brooks in headwaters were selected from six hydrographic basins harbouring the white clawed crayfish in Poitou–Charentes (Fig. 1). Among these 36 brooks, 17 were inhabited by Austropotamobius pallipes, whereas 19 were free of crayfish (Fig. 1). The sampling sites all met the general habitat conditions considered suitable for crayfish and described by Souty-Grosset et al. (2006). All sites had a proportion of cobble and pebble ranging from 35 to 80%. Canopy cover was substantial at each site and at least one bank was wooded. In the surrounding areas human activities were limited and essentially involved low- density cattle farming and agriculture.

Figure 1. Location of the 36 brooks in Poitou–Charentes region (France). The sites with and without A. pallipes are figured out by blue and red circles, respectively. Abbreviation correspond to the brook: Magot Mag, Sèvre Nantaise SN, Verdonnière Ve, Viette Vi, Coteau Co, Mottes Mo, Chaseau Ch1, Seguinière Se, Garonnière Ga, Gatineau Gat, Rourie Ro, Font blanche Fo, Pont l’étail Po, Rabané Ra, Savrelle Sa, Chambon Ch2, Verlionnière Ver, Pamproux Pa, Sèvre niortaise Sn, Fombelle Fom, Lambon La, L’hermitain Lh, Marcusson Ma, Brangeard Bra, Saint christophe Sc, Saint james Sj, Miochette Mi, Rillé Ri, Saulgé Sau, Thoureau Th, Clairette Cl, Chambon Ch3, La barre Lb, Bobin Bo, Les Brissonieres Bri, Peu Pe

Joëlle JANDRY

64

The presence/absence status of A. pallipes was based on ONEMA data (Bramard et al., 2006). However, the current presence of crayfish was checked at all sites harbouring the crayfish in 2006 using either hand-fishing at day or baited traps deployed at dusk and collected the following morning. A qualitative sampling was carried out twice in April 2008 and 2009 at each site in order to collect aquatic Ephemeroptera larvae. For this purpose, every substrate was sampled using a ‘home-made’ net with 20 cm in diameter with a mesh size of 0.5 mm. Larvae were preserved in 95% alcohol. In the laboratory, each individual was identified to species level using a Swiss identification key (Studemann et al. 1992). All further analyses carried out with the presence/absence data.

III. Results and discussion A total of 12 species were recorded (Table 1), including one species each belonging to the families Ephemerellidae and Ephemeridae, three species each of Baetidae and Heptageniidae and at least four species of Leptophlebiidae. The Baetidae, including three species (Baetis rhodani, B. vernus, Centroptilum luteolum), were dominant, being present at 34 of the 36 sites. Four species, namely Ecdyonurus dispar, Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata were always encountered in the sites harbouring the white-clawed crayfish. Among sites free of crayfish, four sites (Ch1, Ch2, Ri and Cha) also harboured species from Leptophlebiidae.

The total Ephemeroptera richness ranged from 8 species (sites Lb, Bri) to 1 (Po). Crayfish abundance ranged between 4 and 8 species with a mean of 5.94. For crayfish-free sites, the range was from 1 to 6 species with a mean of 3.05. The difference in ephemeropteran species richness was significant between sites with and without crayfish (student test, P\0.001).

Joëlle JANDRY

65

Table 1 : Occurrence of Ephemeropteran species in the different sites, nb: Crayfish sites are in bold character (first column), shaded boxes correspond to the presence of the corresponding Ephemeropteran species Ephemerllida Ephemarida #Sp Baetidae Heptageneidae Leptophlebiidae e e p

Sit e B. rhodani rhodani B. vernus B. luteolum C. ignita S. danica E. dispar E. R. semicolorata sp E. confusa H. fusca H. lauta H. P. submarginata Mag 6 SN 6 Ve 5 Vi 5 Co 4 Mo 2 Ch1 3 Se 4 Ga 5 Gat 7 Ro 6 Fo 2 Po 1 Ra 2 Sa 2 Ch2 3 Ver 7 Pa 3 Sn 3 Fom 2 La 2 Lh 5 Ma 5 Bra 4 Sc 3 Si 3 Mi 5 Ri 4 Sau 4 Th 6 Cl 6 Cha 6 Lb 8 Bo 7 Bri 8 Pe 2

Joëlle JANDRY

66

In this study, the determination of the Ephemeroptera community provided two important characteristics associated with A. pallipes sites. First, the total number of mayfly species in crayfish sites is statistically higher compared to sites without crayfish. In a recent study, Menetrey et al. (2008) found a negative relationship between Ephemeroptera species richness with an increase of eutrophication in ponds. Our results seemed to show that crayfish sites were less affected by organic matter than the other sites, as reported by Trouilhé et al. (2007). These authors showed that mean concentrations of total organic carbon (TOC) and total suspended solid (TSS) were higher at sites without A. pallipes. Their study was based on seven brooks including six sampled by us (R, G, SN, Ve, Vi and M, Table 1). Analysis of chemical parameters related to the organic matter of our 30 additional brooks could allow validation of this hypothesis. Among brooks free of crayfish, six (Se, Lh, Ma, Br, Ri and Cha) had relatively high species richness, with a minimum of 4 Ephemeroptera species.

Secondly, this study highlights that the presence of A. pallipes is associated with species of Ephemeroptera sensitive to organic pollution, particularly Habroleptoïdes confusa, Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata, from the family Leptophlebiidae. According to Moog et al. (1997), these three species show usually very low saprobic values ranging from 1.5 to 2, characterizing oligotrophic waters. This is in accordance with the findings of Trouilhé et al. (2007) who showed the association through the use of multivariate analysis between A. pallipes and dissolved oxygen. Among these species, Habrophlebia lauta are most widespread in crayfish brooks, occurring at 13 of 16 crayfish sites, followed by Paraleptophlebia submarginata which occurred in 9 of 16 crayfish brooks. Both are present together only in 5 of 16 crayfish brooks. However, at least one of them is always present in crayfish brooks. If we retain these two species as being crayfish presence bioindicators, two brooks among the 20 free of crayfish could be selected for restocking (Ri and Cha).

Conversely, sites without crayfish except Ri and Cha showed an ephemeropteran community more tolerant to organic pollution, with three species of Baetidae (Baetis rhodani, Baetis vernus, Centroptilum luteolum) that exhibit the greatest saprobic index among mayflies (SI = 2.3) sampled in this study. This species composition is characteristic of β-mesosaprobic conditions. The Baetidae family is known to contain some of the most resistant species to organic pollution and to low levels of oxygen (Brönmark and Hansson, 2000).

Joëlle JANDRY

67

The present study provides promising results in terms of management of crayfish populations located in plains area. In most of conservation project, translocations of crayfish in suitable sites are recommended. Generally, these sites are chosen according to both few physical and chemical criteria and based on unique field operation. Then, theses parameters have a limited value. Here, we showed that the ephemeropteran richness ranged from 4 to 8 species and the presence of species from Leptophebiidae family could be used as bioindicator of A. pallipes presence. Additional sampling from other French regions is required to confirm the hypothesis of mayfly assemblage as bioindicator of A. pallipes occurence.

IV. Acknowledgments This study was funded by the CPER (Contrat de Plan Etat Region) Programme Transversal Eau, University of Poitiers, We are grateful to the members of ONEMA (Office National de l’Eau et des Milieux Aquatiques) SD79) for field asistance. Special thanks are due to Julian Reynolds and two anonymous reviewers for their help and their useful suggestions.

V. References

B

Barbour M., Gerritsen J., Griffith G., Frydenborg R., McCarron E., White J., Bastian M., (1996). A framework for biological criteria for Florida streams using benthic macroinvertebrates. Journal of North American Benthological Society, 15 : 185–211.

Bauernfeind E. and Moog O., (2000). Mayflies (Insecta; Ephemeroptera) and the assessment of ecological integrity: a methodological approach. Hydrobiologia, 422 : 71–83.

Bramard M., Demers A., Trouilhé M.-C., Bachelier E., Dumas J.-C., Fournier C., Broussard E., Robin O., Souty-Grosset C., Grandjean F., (2006). Distribution of indigenous and non-indigenous crayfish populations in the Poitou–Charentes region: evolution over the past 25 years. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 380–381: 857–860.

Brönmark C. and Hansson L., (2000). The biology of lakes and ponds. In Crawley, M., Little C., Southwood T. and Ulfstrand S. (eds), Biology of Habitats, 285 Sidor. Oxford University Press, New York. C

Changeux T., (2003). Changes in crayfish distribution in metropolitan France according to the national surveys performed by the Conseil Supérieur de la Pêche from 1997 to 2001. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370–371 : 15–41. E

Joëlle JANDRY

68

Edmunds G. and Waltz R., (1996). An introduction to the aquatic insects of North America, Chap. 11. In Merritt, R. and Cumins K. (eds), Ephemeroptera, 3rd ed. Kendall Hunt Publishing Co., Dubuque, Iowa: 126–163.

F

Füreder L., Gherardi F., Holdich D., Reynolds J., Sibley P., Souty-Grosset C., (2010). IUCN 2010. IUCN Red list of Threatened Species. Version 2010.4. www.iucnredlist.org. G

Grandjean F., Momon J., Bramard M., (2003). Biological water quality assessment of the white-clawed crayfish habitat based on macroinvertebrates communities: usefulness for its conservations. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370–371 : 115–125.

H

Holdich D. (ed.), (2002). Distribution of crayfish in Europe and some adjoining countries. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 367 (4) : 611–650.

M

Menetrey N., Oertli B., Sartori M., Wagner A., Lachavanne J., (2008). Eutrophication: are mayflies (Ephemeroptera) good bioindicators for ponds? Hydrobiologia, 597 : 125–135.

Moog O., Bauernfeind E., Weischelbaumer P., (1997). The use of Ephemeroptera as saprobic indicators in Austria. In Landolt, P. & M. Sartori (eds), Ephemeroptera and Plecoptera: Biology, Ecology, Systematics. MTL, Fribourg : 254–260.

S

Souty-Grosset C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P., (2006). Crayfish conservation and management. In Souty-Grosset, C., Holdich D., Noël P., Reynolds J.D., Haffner P. (eds). Atlas of Crayfish in Europe. MNHN, Paris (Patrimoines naturels, 64) : 187.

Studemann D., Landolt P., Sartori M., Hefti D., TomkaI I., (1992). Ephemeroptera (French version). In: Société entomologique suisse (ed.), Insecta Helvetica Fauna, 9 : 174.

T

Trouilhé M.-C., Souty-Grosset C., Grandjean F., Parinet B., (2007). Physical and chemical water requirements of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) in western France. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 17 (5) : 520–538.

Joëlle JANDRY

Chapitre 4

The relationship between Ephemeroptera and presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou-Charentes region (France).

The relationship between Ephemeroptera and presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou-Charentes region (France).

Marie-Cécile Trouilhé1, 2, 4, Gael Freyssinel1, Joelle Jandry2, Michel Brulin3, Bernard Parinet2, Catherine Souty-Grosset1 and Frédéric Grandjean1*,

1 Université de Poitiers, Laboratoire Ecologie, Evolution, Symbiose, UMR-CNRS 6556, 40 avenue du Recteur Pineau, 86022 Poitiers cedex, France. [email protected] 2 Université de Poitiers, Laboratoire de Chimie de l’Eau et de l’Environnement, UMR-CNRS 6008, 40 avenue du Recteur Pineau, 86022 Poitiers cedex, France. 3 OPIE-benthos, La Minière, B. P. 30, 78041 Guyancourt cedex, France. 4 Present address: Centre Scientifique et Technique du Bâtiment, AQUASIM, 11 rue Henri Picherit, BP 82341, 44323 Nantes cedex, France; [email protected]

Abstract Nowadays, the distribution of the European native white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) is restricted, fragmented and mainly located in headwater streams. To preserve this indigenous species, it is necessary to characterize its habitat preferences. Although this species is endangered, little was known about its ecological requirements until recently. Recent studies conducted throughout its distribution area indicate that water pollution is the main cause of its disappearance. In particular, A. pallipes seems very sensitive to organic pollution. However, no study has focused on the macroinvertebrate assemblages that co-occur with A. pallipes. In this study, seven streams located in the Deux-Sèvres Département (western France) containing wild populations of A. pallipes were qualitatively sampled in April 2004 and Ephemeroptera were identified to species level. These sites were also sampled according to the French biotic index “IBGN” during the summer of 2004. Several chemical parameters were also analyzed e.g. Dissolved Oxygen, pH, Ca, Turbidity, UV254mm, Conductivity, Total Organic Carbon (TOC) and Total Suspended Solids (TSS). The objectives of this study were: 1) to analyze the benthic invertebrate assemblage by determining the IBGN index in both reference zone (presence of A. pallipes) and zone without crayfish, 2) to identify the Ephemeroptera community in both zones to find some match with the presence of A. pallipes. The applied issue of this study is to use both physico-chemical criteria and Ephemeroptera communities to select suitable streams for a crayfi sh relocation program in the Poitou-Charentes region of France. It was found that (i) the IBGN scores did not separate the sites with/without A. pallipes (ii) Ephemeroptera diversity is statistically higher in sites with crayfish than in sites without (iii) there was a strong correlation between A. pallipes, species of Ephemeroptera mainly of Leptophlebiidae family (Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata) and dissolved oxygen at the study sites.

Key-words : Austropotamobius pallipes, Ephemeroptera, water quality, biotic indices, France.

Published in Fundam. Appl. Limnol. Vol. 179/4, 293-303

Chapitre 4 : The relationship between Ephemeroptera and presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou-Charentes region (France)

I. Introduction ...... 69

II. Material and methods ...... 71

1. Study area ...... 71

2. Parameters characterizing the water organic component ...... 74

3. Macroinvertebrate samplings and biotic scores ...... 74

French IBGN ...... 74

Ephemeroptera fauna ...... 75

4. Statistical analyses ...... 75

III. Results ...... 75

1. Macroinvertebrate samplings and biotic scores ...... 75

Biotic scores ...... 75

Ephemeroptera fauna ...... 76

2. Parameters characterizing the water organic component ...... 77

3. Canonical correspondence analysis ...... 78

IV. Discussion ...... 79

1. Biotic score ...... 79

2. Ephemeroptera community ...... 80

V. Acknowledgements ...... 83

VI. References ...... 83

69

I. Introduction As pollution from chemicals may be transient and unpredictable, biological monitoring often appears to be more appropriate to assess contamination of aquatic ecosystems than traditional chemical evaluation of water quality (Barbour et al. 1996). Aquatic organisms are known to integrate the effects of chemical and/or physical perturbations (Nixon et al. 1986, Graca & Coimbra 1998, Paul et al. 2001). Consequently, water quality monitoring methods based on benthic macroinvertebrate communities have become more and more popular (De Pauw & Vanhooren 1983, Barbour et al. 1996, Guerold, 2000). Nowadays, numerous indices are commonly used in biomonitoring and they may provide aquatic ecosystem management tools.

In France, the IBGN (i.e. “Standardized Global Biological Index IBGN”; AFNOR, 1992, 2004) protocol and the corresponding biocenotic metrics are used to evaluate the ecological quality of waterbodies (Verneaux et al. 1983). The IBGN bioassessment strategy includes three metrics (1) the faunal indicator group (IG) evolving from a classification of 38 taxa into 9 groups corresponding to an increasing gradient of pollution sensitivity from group “1” to group “9”. (2) the taxonomic diversity (or richness) class ranging from class 1 (i.e 1 to 3 taxa) to class 14 (i.e. 50 taxa and more, at the IBGN taxonomic identification level), 138 different taxa (mainly families) being used; (3) the IBGN score, with a range from 0 (no indicator taxa) to 20 (excellent water quality).

Among the macroinvertebrates which inhabit western European rivers, the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) mainly occurs in headwaters in France, Spain and Italy (Vigneux 1997, Souty-Grosset et al. 2006). Over recent decades, the distribution of this species has become restricted and fragmented. In France, a survey conducted by the National Fisheries Council (ONEMA, Office National de l’Eau et des Milieux Aquatiques) has shown that the number of A. pallipes populations has considerably declined over the last 20 years (Changeux 2003). Although the crayfish plague caused by the oomycete pathogen Aphanomyces astaci is the main reason generally given to explain the disappearance of most A. pallipes populations, the decline of this species also results from water and habitat degradation (Westman 1985, Lowery & Holdich 1988, Smith et al. 1996, Souty-Grosset et al. 2006). Since 1983, A. pallipes has been listed as vulnerable on the red list of threatened animals of the International Union for the Conservation of Nature and Natural Resources

Joëlle JANDRY

70

(Baillie and Groombridge 1996). The white-clawed crayfish is also listed in annexes II and V of European Community Directives for the Conservation of Natural Habitats and Wild Flora and Fauna (L206 and L305). This status requires that management plans must be put in place in order to conserve both threatened species and their bio tope (Vigneux 1997). The European network Natura 2000 was designed to protect threatened habitats and species throughout Europe through the designation of Special Area of Conservation (SAC). In France, 195 SACs (http://www.natura2000.environnement. gouv.fr/especes/1092.html) were designated for the purpose of protecting A. pallipes and its habitat.

Many studies throughout its distribution area were conducted to assess A. pallipes water quality requirements (De Bikuna et al. 1989, Troschel 1997, Grandjean et al. 2000, 2001, Rallo & Garcia-Arberas 2000, Demers 2003, Renai et al. 2006). According to these works A. pallipes is believed to be demanding in terms of water and habitat quality and is widely considered as a bio-indicator of high water quality. Nevertheless, most studies estimated water quality using only physical and mineral criteria. Trouilhé et al. (2007) carried out a long term survey that included the organic components of water. They highlighted the ability of A. pallipes to inhabit streams with a wide range of physical and chemical water parameters. Demers et al. (2003, 2006) also evoked this plasticity and Fuüreder and Reynolds (2003) suggested no longer considering A. pallipes as a bio indicator. Considering this situation, it appeared interesting to characterize the habitat of A. pallipes using the macroinvertebrates present.

In France several authors have used the IBGN (Indice Biologique Global Normalise, AFNOR 1992, 2004) index to assess biological water quality and explain the presence/absence of A. pallipes with contradictory results. For example, Broquet et al. (2002) showed that A. pallipes could live in waters of a fair biological quality whereas Grandjean et al. (2001, 2003) only reported A. pallipes populations in streams having a good biological water quality. However, these indices are designed to be used by non-specialist and so determinations generally stop at family level. Guerold (2000) even suggested that determinations to family level can make the interpretation of metric values very hazardous especially when indices are used to assess both water quality and macroinvertebrate community changes. Thus the usefulness of these indices may depend on the objectives of the study and on the interpretation of index values (Hugues 1978, Boyle et al. 1990, Guerold 2000, Compin & Cereghino 2003).

Joëlle JANDRY

71

Within the macroinvertebrate community, mayflies are believed to be important environmental indicators of oligotrophic to mesotrophic (i. e. low to moderate productive) conditions in running waters (Barbour et al. 1996). They occur in a wide variety of lotic and lentic water habitats, with the greatest diversity being found in 2nd and 3rd order streams (Edmunds & Waltz 1996). Their abundance and distribution, regarding the zoogeographical limitation and abiotic features are determined mainly by temperature, substrate type, water quality and flow velocity (Edmunds & Waltz 1996). Mayfly species show a range of tolerance to organic matter and this overlaps with the influence of organic matter on the distribution of A. pallipes (Trouilhé et al. 2007, Grandjean et al. 2011).

The objectives of this study were to compare sites where A. pallipes is present with those where it is absent: 1) by analyzing the benthic invertebrate assemblage by determining the IBGN index, 2) by identifying the Ephemeroptera community of both zones to investigate its match with the presence of A. pallipes. The applied issue of this study is to use both physico- chemical criteria and Ephemeroptera communities to select suitable streams for a crayfish relocation program in the Poitou–Charentes region of France.

II. Material and methods

1. Study area

Seven streams inhabited by Austropotamobius pallipes were selected from four different hydrographic basins of the Deux-Sèvres Departement (France) (Figure 1).

Joëlle JANDRY

72

Figure 1. Location of the seven studied streams in the Deux-Sèvres Departement (France). The sites with and without A. pallipes are figured out by black and grey circles, respectively

Site descriptions are in Trouilhé et al. (2007). Two sampling sites were monitored per stream: the first, noted 1, being where the population of white-clawed crayfish was present and the second, noted 2, where crayfish are absent. All sites were located 1.5 to 3 km downstream of the population (Table 1 a) except M2 which was located 2 km upstream. The sampling sites all met the general habitat conditions considered suitable for crayfish (Hogger 1988, Smith et al. 1996 and Souty-Grosset et al. 2006) and showed gentle slopes (Table 1 a). All positive sites were in headwaters near the sources (Table 1 a), with the proportion of cobble and pebble ranging from 35 % to 80 %, except for the Thouet (13 %) (Table 1 b). Sand, clay, mud, silt and litter (leaf and woody debris), which generally do not provide appropriate refuges for crayfish, were not characteristic of these sites. Aquatic plants did not appear essential to A. pallipes presence and bryophytes were more often recorded at sites harbouring the white-clawed crayfish than were aquatic macrophytes. Canopy cover was substantial at each site and at least one bank was wooded. In the surrounding areas human activities were limited and essentially involved low-density cattle farming and agriculture (Table 1 b). Two sections, the Magot and Thouet, are listed as Natura 2000 SACs.

Joëlle JANDRY

73

Table 1 a : Geographical data for the fourteen monitored sites

Presence of Distance to source Slope (‰) Place Hydrographic basin A. pallipes (km)

Sèvre Nantaise 1 (SN1) Sèvre Nantaise + 0.89 7.5 Sèvre Nantaise 2 (SN2) Sèvre Nantaise – 2.75 2.2 Rourie 1 (R1) Sèvre Niortaise + 0.73 29.5 Rourie 2 (R2) Sèvre Niortaise - 3.70 10.0 Gâtineau 1 (G1) Sèvre Niortaise + 0.45 25.3 Gâtineau 2 (G2) Sèvre Niortaise - 2.45 5.0 Thouet 1 (T1) Thouet + 1.44 9.3 Thouet 2 (T2) Thouet - 3.34 2.1 Verdonnière 1 (Ve1) Thouet + 0.52 34.7 Verdonnière 2 (Ve2) Thouet - 3.52 12.5 Viette 1 (Vi1) Thouet + 0.06 34.7 Viette 2 (Vi2) Thouet - 2.88 9.3 Magot 2 (M2) Clain - 2.33 2.3 Magot 2 (M1) Clain + 6.31 9.1

Table 1 b : Main physical substrate characteristics (expressed in %) and brief descriptions of vegetation and the surroundings of the sampled sites Location Cobble, Gravel Sand Clay, Litter Aquatic Bryophytes Canopy Surroundings pebble mud, macrophytes cover silt SN1 55 36 1 - 8 - - 50-70 Orchards SN2 50 18 20 2 10 - - 70-90 Pasture R1 76 15 5 - 4 - - 70-90 Forested R2 50 5 13 8 24 + + 30-50 Dwellings G1 61 25 4 - 8 - - 70-90 Pasture G2 50 13 25 - 12 - - 30-50 Pasture T1 13 83 1 - 3 - - 70-90 Pasture T2 - 38 12 12 38 - - 70-90 Orchards Ve1 43 52 5 - - - + 50-70 Fallow area Ve2 40 25 20 5 10 - - 70-90 Pasture Vi1 50 15 8 27 - + + 50-70 Pasture Vi2 37 37 3 22 1 - - 50-70 Dwellings M1 35 12 24 29 - - - 70-90 Pasture M2 80 15 5 - - + + 70-90 Dwellings

The presence/absence of A. pallipes was verified at all sites using either hand-fishing on 200 linear meters. When crayfish have not been observed by hand, additional sampling was undertaken using traps. 20 traps spaced at 10 m intervals were used. The traps are long and conical, the greatest diameter is 240 mm and the smallest 150 mm. The traps are injection

Joëlle JANDRY

74

moulded in blue polyethylene plastic with mesh size of 14 mm. Traps baited (dog food) and set in the afternoon were retrieved the following morning after 15 hours.

2. Parameters characterizing the water organic component

Between November 2002 and April 2004, sites were visited twice monthly and samples of water were taken in 2 L polyethylene bottles and stored at 4 °C until analysis. In situ measurements of dissolved oxygen (O2), pH and conductivity were recorded using a digital meter (WTW) with the appropriate probes. Four parameters characterizing organic matter (turbidity, TSS, TOC and UV254nm) were measured. Water turbidity was measured, using a HACH Pocket Turbidimeter Cat. No. 52600-00. On unfiltered samples, total organic carbon (TOC) was analysed using a Shimadzu TOC 5000 A analyser, UV absorbance at 254 nm was measured with a UV-VIS spectrophotometer SAFAS DES (Double Energy System) 190. Total suspended solids (TSS) were recorded as the weight of material retained by the fibreglass fi lters GF/C millipore membrane).

3. Macroinvertebrate samplings and biotic scores

French IBGN

The French IBGN method (AFNOR 1992, 2004), which is based on the relative abundance of different macroinvertebrate groups across the whole range of habitats present at a site. In August 2004, each of the fourteen sites were sampled using a standard Surber net (surface: 500 cm2; mesh size: 500 µm) following the protocol established by Verneaux et al. (1982). Samples were preserved in 10 % formaldehyde. In the laboratory, the macroinvertebrates were sorted using 500 µm mesh sieves and identified to families (with the exception of Hydrozoa, Hydracarina and Oligochaeta). The IBGN score ranges on a scale from 0 to 20 where 0 indicates a high level of pollution and 20 no pollution. This score is based on a faunal list restricted to 138 macroinvertebrate taxa of which 38 are divided into 9 indicator groups of water quality. The score depends on both the number of taxa and the indicator groups.

Joëlle JANDRY

75

Ephemeroptera fauna

The Ephemeroptera were identified to species level from IBGN sampling, to evaluate whether further identification provided more details to the analysis. All further analyses are carried out with data of abundance. Each individual was identified to species level using a Swiss identification key (Studemann et al. 1992).

4. Statistical analyses

A Kruskal-Wallis test was performed to determine if Ephemeroptera richness was significantly different (α < 0.05) between crayfish and crayfish free sites using SPSS software. A Canonical Correspondence Analysis (CCA) was performed to examine the relationship between the explanatory environmental variables (measured water properties) (Table 1 b) and explained species dataset (ephemeropteran assemblages) (Table 3) on the 14 studied sites. The interpretation of relationships between explanatory and outcome variables in CCA, is based on the correlation between the levels of explanatory variables and the CCA factors. R software (R Development Core Team 2010) with the package “vegan” (Oksanen et al. 2008) was used to conduct the analysis. Data have been standardized through logarithmic transformation (ln (x +1)). Rare taxa (H. fusca and C. luteolum) occurring in one location were not included in the analysis.

III. Results

1. Macroinvertebrate samplings and biotic scores

Biotic scores

Data relating to the biotic scores were gathered in Table 2. IBGN scores ranged from 12 to 16 at sites harbouring the white-clawed crayfish and from 4 to 15 at sites without A. pallipes meaning that the water quality was considered fair to good in the sites with crayfish and as bad to good in the sites without crayfish. At the sites with A. pallipes, the indicator groups were high (from 7 to 8) and the represented taxa belonged to the orders Plecoptera

Joëlle JANDRY

76

(Leuctridae) and Trichoptera (Goeridae, Glossosomatidae, Philopotamidae). Except for Vi2, the indicator groups were also high (6 or 7) at the sites without A. pallipes and the selected taxa belonged to the orders Plecoptera (Leuctridae) and Trichoptera (Goeridae, Sericostomatidae). The low biotic results observed on Vi2 could be explained by the proximity of a waste water plant which malfunctioned during summer time.

Table 2 : IBGN scores out of 20, corresponding water quality and indicator taxa recorded in August 2004 for the studied sites (Figures in brackets show the groups that the indicator taxa belong to) Site IBGN score Water quality Indicator taxa

SN1 12 Fair Goeridae (7) SN2 12 Fair Leuctridae (7) R1 13 Good Leuctridae (7) R2 15 Good Leuctridae (7) G1 14 Good Glossosomatidae (7) G2 14 Good Goeridae (7) T1 13 Good Goeridae (7) T2 12 Fair Goeridae (7) Ve1 16 Good Philopotamidae (8) Ve2 12 Fair Sericostomatidae (6) Vi1 16 Good Glossosomatidae (7) Vi2 04 Bad Molluscs (2) M1 14 Good Glossosomatidae (7) M2 13 Good Goeridae (7)

Ephemeroptera fauna

All the families of Ephemeroptera identified during our quantitative sampling conducted in April 2004 are recorded in Table 3. There were a total of 12 species one species belonging to each of the families Ephemerellidae and Ephemeridae, three species of Baetidae and Heptageniidae and at least four species of Leptophlebiidae. The three species of Baetidae (Baetis rhodani, B. vernus, Centroptilum luteolum) were most abundant at our sampling sites. Four species: Ecdyonurus dispar, Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata were only encountered at the sites harbouring the white- clawed crayfi sh except in M2. M2 harboured crayfish until the severe drought of 2003 during which this site dried out. Except for Ecdyonurus dispar, which belonged to the family Heptageniidae, these species were representatives of the family Leptophlebiidae which was classified in the indicator group 7 in the French IBGN method. A significant difference in ephemeropteran richness was found between sites with and without crayfish (p < 0.01) if we excluded M2 and G2. M2 is free of crayfish due to a drying out during summer 2003 and G2 appears to be suitable for crayfish (see Discussion). The crayfish

Joëlle JANDRY

77

sites have a higher number of Ephemeroptera species (mean = 5) than the sites without crayfish (mean = 2).

2. Parameters characterizing the water organic component

Figure 2 shows mean values and standard deviations of the TOC concentrations measured at each site between November 2002 and April 2004. At the sites with A. pallipes, values ranged from 2.36 ± 0.56 mg L–1 (Vi1) to 5.12 ± 2.3 mg L–1 (M1). At the sites without A. pallipes, minimum and maximum mean concentrations were recorded for G2 (3.26 ± 1.8 mg L–1) and Ve2 (5.87 ± 2.36 mg L–1) respectively. For a given stream, mean TOC concentrations were higher at the sampling sites without A. pallipes. Nevertheless, TOC concentrations at M1 were as high as the ones recorded at sites without A. pallipes.

Figure 2. Mean values (± standard deviations) of TOC (Total Organic Carbon) concentrations measured at each site between November 2002 and April 2004

Figure 3 shows mean values and standard deviations of TSS concentrations. This parameter followed the same trend as TOC. TSS mean concentrations were generally higher at sites

Joëlle JANDRY

78

without A. pallipes even if some sites with crayfish, such as Vi1 and M1, had similar TSS values to those of sites with no white clawed crayfish. TSS mean concentrations ranged from 10.1 ± 7.2 mg L–1 (M2) to 22.3 ± 21.0 mg L–1 (M1) for sites with A. pallipes and from 16.2 ± 9.6 mg L–1 to 53.2 ± 33.0 mg L–1 for sites without A. pallipes.

Figure 3. Mean values (± standard deviations) of TSS (Total Suspended Solids) concentrations measured at each site between November 2002 and April 2004

3. Canonical correspondence analysis

The CCA showed that the eigenvalues of the first five components represented up to 90 % of the total variance of the observations (PC1 39.4 %; PC2 33.9 %). Figure 4 gives the projection of the various analytical variables in the principal plane. The variables concerning the mineralization of water (Ca, Conductivity) mainly contribute to the construction of component 1. This figure shows that organic variables (TSS, TOC, Turb) are inversely correlated with O2 along axis 2. The presence of crayfish sites and Ecdyonurus dispar, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata species are strongly correlated with O2. Sites without A. pallipes are mainly distributed (except G2) according to component 2 (Fig.

4). This represents the organic matter parameters, which are inversely correlated with O2 and

Joëlle JANDRY

79

the presence of sensitive ephemeropteran species, and positively correlated to TSS, TOC, Turb.

Among sites with crayfish, only Vi1 was clustered with sites free of crayfish.

Figure 4. Biplot of taxa scores and environmental variable vectors for CCA Axes 1 and 2 from the CCA ordination of benthic ephemeropteran communities in the 14 sites. The projection of each site are reported by their codes from Table 1 a. Abbreviations for environmental variables: Ca, calcium; TSS, Total Suspended

Solids ; TOC, Total organic carbon; NO3, nitrate; O2, dissolved oxygen

IV. Discussion

1. Biotic score

Joëlle JANDRY

80

IBGN scores recorded at sites where A. pallipes was present ranged from 12 to 16 and showed, contrary to common belief, that the presence of the white-clawed crayfish did not require an excellent biological quality of water (Holdich & Rogers 1992, Holdich 2002, Grandjean et al. 2001, 2003). Our results are in accordance with a study by Broquet et al. (2002) which found an IBGN score of 12 for a stream harbouring A. pallipes. Grandjean et al. (2001) reported an IGBN value of 10 for a stream in the Poitou-Charentes region which could be the lower limit for the water quality of a crayfish site. However, no crayfish individuals were found at this site a few weeks after this observation despite an exhaustive fi eld study. It seems that a value of at least 12 is required for A. pallipes presence in France. In the present study, the indicator taxa most frequently met belonged to the indicator group 7 where Goeridae and Leuctridae were the two families generally associated with the presence of A. pallipes. These two families are slightly pollution-tolerant and are found preferentially in oligotrophic water. Like the white-clawed crayfish, they are sheltered by rocks, cobbles and pebbles in a water velocity range between 20 to 50 cm s–1 (Bramard pers. com.). Our finding that indicator group 7 is associated with the water courses harbouring A. pallipes may result from the gentleness of the slopes in our study area. In contrast, a study undertaken in a French mountain area (Haute-Savoie) showed that this crayfish species was associated with indicator group 8 which is more sensitive to pollution (Tiozzo, 2004).

Nevertheless, it is very important to notice that, according to the recorded IBGN scores, no obvious differences were observed between the sites with and without A. pallipes. As suggested by Guerold (2000) and Compin & Cereghino (2003) a determination up to the level of the family involves an important loss of information on the biological characters of the individuals. These last two authors recommended to use the EPTC (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera, Coleoptera) species richness with the species level of taxonomic resolution to assess disturbance in small streams. Feio et al. (2006) also reported that the higher level of determination provided more accurate information on water quality.

2. Ephemeroptera community

On the other hand, the determination of Ephemeroptera to species level provided interesting and innovative information. The total species number of the mayfly community in A. pallipes sites is statistically higher (range 3 to 7 species) than in sites without crayfish (1 to 4 species

Joëlle JANDRY

81

excluding M2 and G2). Menetrey et al. (2008) found a negative relationship between Ephemeroptera species richness with increasing eutrophication and this is in accordance with our results where mean concentrations of TOC and TSS were higher in sites without A. pallipes. This study highlights the finding that the presence of A. pallipes is associated with species of Ephemeroptera sensitive to organic pollution, particularly Habroleptoides confusa, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata, from the Leptophlebiidae family. According to Moog (1995) and Moog et al. (1997), these three species showed very low saprobic values ranging from 1.5 to 2 and characterizing an oligotrophic water system. This is in accordance with the strong correlation found in the multivariate analysis between these species, A. pallipes and dissolved oxygen. Moreover, this accurate determination makes it possible to stress the importance of physical habitat. Indeed, according to Sartori & Landolt (1999), although the majority of species listed in our study can be found from rhithron to potamon, three species exclusively present at sites with A. pallipes are demanding in term of physical habitat. Thus, Habroleptoides confusa only occurs in aquatic vegetation and under gravels or stones. Habrophlebia lauta particularly appreciates litter made up of brushwood and leaves. Finally, Paraleptophlebia submarginata is found preferentially in gravels and fine vegetable remains. Among these species, two Paraleptophlebia submarginata are the most widespread in crayfish stream because they occur in 4 out of 6 crayfish sites. However, in general, it seems that identification of Ephemeroptera to family level could be sufficient to characterize crayfish streams. Indeed, except for T1, all crayfish sites harboured Leptophlebiidae, and, all sites without crayfish (except G2 and M2 have no Leptophlebiidae. For M2, the presence of some Leptophlebiidae specimens was not surprising given that the crayfish population disappeared following a drought during the 2003 summer and not as a result of a decline in water quality. According to both physic-chemical and biological data, G2 appears to be suitable for crayfish. The disappearance of this population is probably due to the channelisation of the stream few years ago. It seems that this impact was now integrated by the stream. In contrast sites without crayfish (except G2) had ephemeropteran communities that were more tolerant to organic pollution with three species of Baetidae family (Baetis rhodani, Baetis vernus, Centroptilum luteolum) that exhibited the highest saprobic index for mayflies (SI = 2.3) sampled in this study. This species composition is characteristic of β-mesosaprobic conditions. The Baetidae family is known to contain some of the most resistant species to organic pollution and to low levels of oxygen (Bronmark and Hansson 2000).

Joëlle JANDRY

82

Among sites with crayfish, only Vi1 was clustered in the CCA with sites free of crayfish. This is probably due to the degradation of water quality over time. In 2005, exhaustive sampling performed by the national fishery council did notcollect any crayfish. After an additional fruitless sampling in 2006, the population is considered lost. Thus, the whole of these works, combining physico-chemical data and very accurate determinations of the fauna of benthic macroinvertebrates, elevate the white-clawed crayfish to the status of a bio-indicator for non organic discharge of water. This assumption is reinforced by the fact that, for a few years, the species composing the order of Ephemeroptera have been used as bio-indicators. Jacquemin’s work (2001) in Lorraine (France) showed that the presence or the absence of certain species of Baetidae highlighted pollution by acidification of water. Haybach et al. (2003) studied changes in the occurrence and distribution of some ephemeropteran species in German streams and rivers to underline the impact of human activities. Peru and Thomas (2004) also used the populations of Ephemeroptera and their saprobic values to measure the level of pollution in a stream located in a hilly area.

In conclusion, this study tends to confirm that A. pallipes should now be considered as a bio- indicator of non organic discharge of water and no longer as a bioindicator of good water quality. This work also highlights the unsuitability of a biological index such as the French IBGN when very accurate results are needed for biodiversity or conservation studies. Our results revealed that the Ephemeroptera community could be used as a bioindicator of crayfish presence. During the present study, it was shown that the Leptophlebiidae family, represented by 4 species, seems to discriminate between sites with and without crayfish, suggesting that analysis to genus or species level may not be necessary. However, further research is necessary to confirm this finding. In terms of management, this study provides promising results. Indeed, when more data on the assemblies of species of Ephemeroptera and A. pallipes are collected it will be possible to develop predictive models matching biotic and abiotic parameters to assess preferential habitat of A. pallipes. This step will be a determining factor in carrying out efficient monitoring and restocking.

Joëlle JANDRY

83

V. Acknowledgements This work was supported by a doctoral fellowship provided by the European Program Leader Plus (La Gâtine, Château d’eau du Poitou) and was funded by the CPER (Contrat de Plan Etat Region) Programme Transversal Eaux, University of Poitiers and by Agence de l’Eau Loire-Bretagne.

VI. References

A

AFNOR, (1992, 2004). Qualité écologique des milieux aquatiques. Qualité de l’eau, Détermination de l’indice biologique global normalise (IBGN), Association française de normalisation : 90–350.

B

Baillie J. and Groombridge B., (1996). IUCN Red list of threatened animals. Gland, Switzerland IUCN.

Barbour M., Gerritsen J., Griffith G., Frydenborg R., McCarron E., White J., Bastian M., (1996). A framework for biological criteria for Florida streams using benthic macroinvertebrates. J. N. Benthol. Soc., 15 : 185–211.

Boyle T., Smillie G., Anderson J., Beeson D., (1990). A sensitivity of nine diversity and seven imilarity indices. Journal - Water Pollution Control Federation, 62 : 749–762.

Bronmark C. and Hansson L., (2000). The biology of Lakes and Ponds. – In: Crawley M., Little C., Southwood T.R.E., Ulfstrand S. (eds): Biology of Habitats. Oxford University Press, New York.

Broquet T., Thibault M., Neveu A., (2002). Distribution and habitat requirements of the white clawed-crayfish, Austropotamobius pallipes, in a stream from the pays de Loire region, France: an experimental and descriptive study. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 367 : 717–728.

C

Changeux T., (2003). Changes in crayfish distribution in metropolitan France according to the national surveys performed by the Conseil Supérieur de la Pêche from 1997 to 2001. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370–371 : 15–41. Compin A. and Cereghino R., (2003). Sensitivity of aquatic insect species richness to disturbance in the Adour-Garonne stream system. Ecological Indicators, 3 : 135–142.

D

Joëlle JANDRY

84

De Bikuna B., Docampo L., Asensio R., (1989). Distribution et autoécologie de l’écrevisse à pattes blanches, Austropotamobius pallipes (Lereboullet) a Bizkaia (Pays Basque, Espagne). Annales de Limnologie, 25 : 219–229.

Demers A., (2003). The water quality requirements of whiteclawed crayfish, Austropotamobius pallipes Lereboullet. Thesis, University of Dublin, Trinity College: 1– 234.

Demers A., Souty-Grosset C., Trouilhé M.-C., Fureder L., Renai B., Gherardi F., (2006). Tolerance of three European native species of crayfish to hypoxia. Hydrobiologia, 560 : 425–432.

De Pauw N. and Vanhooren G., (1983). Method for biological quality assessment of watercourses in Belgium. Hydrobiologia, 100 : 153–168.

E

Edmunds G. and Waltz R., (1996). Ephemeroptera. In: Merritt R.W. and Cummins K.W. (eds): An introduction to the aquatic insects of North America, 3rd ed. Kendell/Hunt Publishers, Dubuque, Iowa: 126–163.

F

Feio M., Reynoldson T., Graca M., (2006). The influence of taxonomic level on the performance of a predictive model for water quality assessment. Canadian Journal of Fisheries Aquatic Sciences, 63 : 367– 376.

Füreder L. and Reynolds J., (2003). Is Austropotamobius pallipes a good bioindicator? – Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370–371 : 157–163.

G

Graça M. and Coimbra C., (1998). The elaboration of indices to assess biological water quality. A case study. Water Research, 32 (2) : 380–392.

Grandjean F., Cornuault B., Archambault S., Bramard M., Otrebsky G., (2000). Life history and population biology of the white-clawed crayfish, Austropotamobius pallipes, in a stream from The Poitou–Charentes region (France). Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 356 : 55–70.

Grandjean F., Jouteux R., Ropiquet A., Bachelier E., Bramard M., (2001). Biological water quality assessment in running waters sites harbouring the endangered crayfish, Austropotamobius pallipes based on macroinvertebrates and its potential in habitat selection for restocking. Freshwater Crayfish, 13 : 338–348.

Grandjean F., Momon J., Bramard M., (2003). Biological water quality assessement of the white-clawed crayfish habitat based on macroinvertebrates communities: usefulness for its conservation. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370-371 : 115–125.

Joëlle JANDRY

85

Grandjean F., Jandry J., Bardon E., Coignet A., Trouilhé M.- C., Parinet B., Souty-Grosset C., Brulin M., (2011). Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of whiteclawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Hydrobiologia, 671 (1) : 253–258.

Guerold F., (2000). Influence of taxonomic determination level on several community indices. Water Research, 34 (2) : 487–492.

H

Haybach A., Schleuter M., Tittizer T., (2003). Current distribution of mayflies (Insecta : Ephemeroptera) in German federal waterways. – In: Gaino, E. (ed.): Research update on Ephemeroptera & Plecoptera. University of Perugia, Italy : 313–315.

Hogger J., (1988). Ecology, population biology and behaviour. In: . Holdich D.M, Lowery R.S., (ed.): Freshwater crayfish: biology, management and exploitation. Croom Helm, London : 114–144.

Holdich D. and Rogers W., (1992). Crayfish populations in British Isles: farming, legislation, conservation and management. Finnich Fisheries Research, 14 : 23–32.

Holdich D. (ed.), (2002). Biology of Freshwater Crayfish. Blackwell Science, Oxford: 1–702.

Hugues B., (1978). The influence of factors other than pollution on the value of Shannon’s diversity index for benthic macro-invertebrates. Water Research, 12 : 359–364.

J

Jacquemin G., (2001). Les Ephéméroptères en Lorraine. Etat de l’inventaire. Utilisation comme bio-indicateur. Préservation (Insecta, Ephemeroptera). Bulletin de l’Académie Lorraine des Sciences, 40 : 11–22.

L

Lowery R. and Holdich D., (1988). Pacifastacus leniusculus in North America and Europe, with details of the distribution and introduced and native crayfish in Europe. In: Holdich D.M., Lowery R.S. (ed.): Freshwater crayfish : biology, management and exploitation. Croom Helm, London : 283–326.

M

Menetrey, N., Oertli, B., Sartori, M., Wagner, A. and Lachavanne, J., (2008). Eutrophication : are mayfl ies (Ephemeroptera) good bioindicators for ponds? – Hydrobiologia, 597: 125– 135.

Moog O., (1995). Fauna aquatica austriaca. Katalog zur autökologischen Einstufung aquatischer Organismen Österreichs. In : Moog, O. (ed.) : Teil III B : Saprobielle Valenzen. Wasserwirtschaftskataster, Bundesministerium fur Land- und Fostwirtschaft, Vienna : 410.

Joëlle JANDRY

86

Moog O., Bauernfeind E., Weischelbaumer P., (1997). The use of Ephemeroptera as saprobic indicators in Austria. In : Landolt P. and Sartori M. (eds): Ephemeroptera and Plecoptera: biology, ecology, systematics. MTL, Fribourg : 254–260.

N

Nixon S., Hunt C., Nowicki B., (1986). The retention of nutrients (C, N, P), heavy metals (Mn, Cd, Pb, Cu), and petroleum hydrocarbons in Narragansett Bay. – In: Lasserre P., Martin J. (eds) : Biogeochemical Processes at the Land-Sea Boundary. Elsevier, New- York: 99–122.

Natura 2000: http://www.natura2000.environnement. gouv.fr/especes/1092.html

O

Oksanen J., Kindt R., Legendre P., O’Hara B., Simpson G., Stevens M., Wagner H., (2008). Vegan: community ecology package. R Package version 1.15-0. http://vegan.rforge.r- project.org/

P

Paul J., Scott K., Campbell D., Gentil J., Stroble C., Valente R., Weisberg S., Holland A., Ranasinghe J., (2001). Developing and applying a benthic index of estuarine condition for the Virginian Biogeographic Province. Ecological Indicators, 1 : 83–99.

Peru N. and Thomas A., (2004). La Dourbie, une riviere polluee par des sources karstiques. Bioindication preliminaire par les communautes d’Ephemeres (Ephemeroptera). Ephemera, 4 (1) : 35–54.

R

R Development Core Team, (2010). R: A Language and Environment for Statistical Computing, R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria, ISBN 3-900051- 07-0, http:// www.R-project.org

Rallo A. and Garcia-Arberas L., (2000). Population structure and dynamics and habitat conditions of the native crayfish Austropotamobius pallipes in a pond: a case study in Basque Country (Northern Iberian Peninsula). Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 356 (1) : 5–16.

Renai B., Bertocchi S., Brusconi S., Grandjean F., Lebboroni M., Parinet B., Souty-Grosset C., Trouilhé M.-C., Gherardi F., (2006). Ecological characterisation of streams in Tuscany (Italy) for the management of the threatened crayfish Austropotamobius complex. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 380-381 : 1095–1114.

S

Sartori M. and Landolt P., (1999). Fauna Helvetica. Ephemeroptera atlas. Centre suisse de la Cartographie et de la Faune (ed.): 1–214.

Joëlle JANDRY

87

Smith G., Learner M., Slater F., Foster J., (1996). Habitat features important for the conservation of the native crayfish Austropotamobius pallipes in Britain. Biological Conservation, 75 : 239–246.

Souty-Grosset C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P., (2006). Atlas of Crayfish in Europe. In: Souty-Grosset C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P. (ed.), MNHN Paris, (Patrimoines naturels, 64) : 1–187.

Studemann D., Landolt P., Sartori M., Hefti D., Tomka I., (1992). Ephemeroptera (French version). In: Societe entomologique suisse (ed.) : Insecta Helvetica Fauna: 1–174.

T

Tiozzo J., (2004). Faisabilite de réintroduction de l’écrevisse pieds blancs (Austropotamobius pallipes) en Haute-Savoie. Etude de sites potentiels. Master report, University of Franche-Compté : 1–52.

Troschel H., (1997). Distribution and ecology of Austropotamobius pallipes in Germany. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 347 : 639–647.

Trouilhé M.-C., Souty-Grosset C., Grandjean F., Parinet B., (2007). Physical and chemical water requirements of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) in western France. Aquatic Conservation: Marine & Freshwater Ecosystems, 17 (5) : 520–538.

V

Verneaux J., Galmiche P., Janier F., Monnot A., (1982). Une nouvelle méthode pratique d’évaluation de la qualité des eaux courantes. Un indice biologique de qualité générale (IBG). Analytical Sciences, University of Besançon.

Vigneux E., (1997). Les introductions de crustacés décapodes d’eau douce en France. Peut-on parler de gestion? Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 344-345 : 357–370.

W

Westman K., (1985). Effects of habitat modifications on freshwater crayfish. In : Alabaster J.S. (ed.) : Habitat modification and freshwater fisheries. Butterworths, London, EIFAC Symposium.

Joëlle JANDRY

Chapitre 5

Validation of Ephemeroptera communities as bioindicator of white-clawed crayfish by restocking attempts.

Validation of Ephemeroptera communities as bioindicator of white-clawed crayfish by restocking attempts.

Joëlle Jandry1, Bernard Parinet1, Michel Brulin2 Frédéric Grandjean3*

1Université de Poitiers, Laboratoire de Chimie de l’Eau et de l’Environnement, UMR-CNRS 6008, 40 avenue du Recteur Pineau, 86022 Poitiers cedex, France.

2Université de Poitiers, équipe Ecologie, Evolution, Symbiose, EBI UMR-CNRS 7267, 40 avenue du Recteur Pineau, 86022 Poitiers cedex, France. [email protected]

3OPIE-benthos, La Minière, B.P. 30, 78041 Guyancourt cedex, France.

Abstract

Currently, the distribution of the European native white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) is restricted, fragmented and mainly located in headwater streams. Many European countries have active programmes for its conservation including reintroduction programmes. Here, we have selected 4 brooks for restocking attempts, according to their physical and chemical characteristics and their ephemeropteran communities. The aim was to valid Ephemeroptera communities as suitable bioindicators to select brooks for restocking. Restocking were carried in 2009 and surveyed in 2010 and 2012. They were successful in the 3 brooks with a high ephemeropteran richness and Leptophlebiidae species (Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata). No crayfish were observed during the survey in Le Peu free of leptophlebiidae species.

Key-words: running water, restocking, bioindicators, Leptophlebiidae, white-clawed crayfish.

Chapitre 5 : Validation of Ephemeroptera communities as bioindicator of white-clawed crayfish by restocking attempts.

I. Introduction ...... 88

II. Material and methods ...... 90

1. Sites for restocking ...... 90

2. Physical and chemical parameter ...... 90

3. Ephemeroptera fauna ...... 90

4. Restocking ...... 91

5. Restocking surveys ...... 91

III. Results ...... 91

1. Physical and chemical parameters ...... 91

2. Ephemeroptera communities ...... 92

3. Restocking surveys ...... 93

IV. Discussion ...... 94

V. References ...... 95

88

I. Introduction Reintroduction programs are powerful tools for stabilizing, re-establishing, or increasing in situ animal populations that have suffered significant declines. They can play an important role in the conservation of threatened species. The threatened white-clawed crayfish Austropotamobius pallipes is a good example to illustrate this. For this species, significant declines are occurring across much of its range. This species is estimated to have undergone a 50 - 80% decline over a 10 year period over its global range. Sibley (2004) has suggested that if the current trend in the decline of this species continues, it faces possible extinction in Britain within 30 years. Several causes could be given (1) habitat destruction by channelisation, (2) decrease of water quality by use of agricultural chemicals, (3) the construction of ponds or lakes changing the physical and chemical parameters of brooks inhabited by indigenous crayfish, (4) the introduction of non-indigenous species, mainly P. leniusculus, and recently (5) crayfish plague implicated and characterized in the disappearance of two populations, two additional ones being suspected. In France today, white-clawed crayfish mainly occur in headwaters, as well as in Spain and Italy (Souty-Grosset et al., 2006). A national survey conducted by the Conseil Supérieur de la Pêche (CSP) has shown that the number of A. pallipes populations has considerably declined over the last 20 years (Changeux, 2003). In Poitou-Charentes region (4 departments), where 137 populations were reported in 1978, A. pallipes is now almost completely restricted to two departments, with 45 populations recorded, representing a decrease of 68% of the population number in 25 years, with a loss of 40% of populations in the last 6 years (Bramard et al., 2006). As a result of this decline, Austropotamobius pallipes is now listed in the Red Book of endangered species since 2010 (Füreder et al., 2010) as well as under Annex 2 of the EU Habitats Directive as a species requiring special conservation measures. Restocking of habitats with native crayfish species is among the most important current management and conservation options (Taugbol et al., 1992; Reynolds, 1997; Dehus et al., 1999). However, a successful restocking exercise requires a set of criteria related mainly to the origin of stocks, and to habitats (Reynolds, 1998, Reynolds et al., 2000). In a recent review of restocking attempts, Souty-Grosset and Reynolds (2009) reported that before restocking, a feasibility study must be done in order to (a) verify the taxonomic status of the species and genetically identify the management unit that was originally present in the area of

Joëlle JANDRY

89

reintroduction, and (b) choose the area of reintroduction. The suitability of the area to be repopulated is assessed according to: (1) general characteristics of the catchment, (2) its physico-chemical and ecological features, (3) absence of non indigenous crayfish species, and likelihood of their access, and (4) absence of Aphanomyces astaci and other potential pathogenic agents. From 59 case-studies they reported 26 successful and 33 unsuccessful reintroductions. If genetic parameters could play a role in the potential of evolution of the population in the long term, the choice of suitable habitat is probably the key factor for the success of the restocking, especially when restocking concerns species that require very high quality habitats in regard to physical and chemical parameters (Trouilhé et al., 2007). Then, assessment of the availability of suitable habitat is a key component of reintroduction planning. Poor assessment of the release site can increase the chances that the species will reject the site and perhaps move to a less suitable environment. This can decrease species fitness and thus decrease chances for survival. Up to now, the selection of a brook for restocking has been based on the physico- chemical characteristics of the aquatic habitats (Souty-Grosset and Reynolds, 2009). In France, A. pallipes habitats are generally small forest streams with running water and with a high density of shelters such as stones, gravel and roots (Arrignon and Roche, 1983; Grandjean et al., 2000; Neveu, 2000a, b; Trouilhé et al., 2003, 2007, 2012). The width of the brooks is often less than 2 m and the depth not more than 1 m. Dissolved oxygen concentrations range from 7 to 10 mg.l-1; water temperatures do not exceed 20 °C during summer ; pH values are around 8 and waters present high conductivities from 200 to 600 µS.cm-1 (Grandjean et al., 2001). As far as depth and width are concerned, the sites, which were studied here, fit with the ranges noted above. Generally, these sites are chosen based on few physical and chemical criteria and on a single field survey; in such cases these parameters have a limited value. In a recent study, Grandjean et al. (2011), showed that ephemeropteran richness and the presence of species of the Leptophlebiidae family could be used as bioindicators of A. pallipes presence. Their study highlights that the presence of A. pallipes is associated with species of Ephemeroptera sensitive to organic pollution, particularly Habroleptoïdes confusa, Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata, from the family Leptophlebiidae.

The aim of this paper is to validate the ephemeropteran community as a good bioindicator to select brooks for restocking attempts with the white-clawed crayfish. Four potentially suitable

Joëlle JANDRY

90

brooks have been selected according to the physical and chemical parameters for restocking. For each brook ephemeropteran communities were characterized before restocking attempts. Restocking was done in 2009, and surveys were performed one year and three years after.

II. Material and methods

1. Sites for restocking Four sites (Oranville, Breuil, Ru du Peu and Chambon) were selected based on the habitat requirements of the white-clawed crayfish (Trouilhé et al., 2003, 2007). These sites are in downstream of two hydrographic drainage (Gartempe and Vienne) closely geographically related to the donor population (Les Brissonières, hydrographic basin of Gartempe). The sites have moderately fast flowing water with a lot of hides for crayfish with presence of riparian shrubs or trees (Alnus sp., Salix sp., Corylus avellana).

2. Physical and chemical parameter The diversity of substrates (riffles, pools, gravel, cobbles and peddles, sand) and their abundance were previously characterized. For each sites a preliminary physical and chemical study have been performed and compared with data from Trouilhé et al. (2007).

For each site, samples of water were taken in 2 L polyethylene bottles and stored at 4°C until analysis. From Trouilhé et al. (2007), we mainly retained the physico-chemical parameters linked to the organic matter as well as the dissolved oxygen. In situ measurements [dissolved oxygen (O2), pH and conductivity (Cond)] were recorded using a digital meter (WTW) with the appropriate probes. Four parameters characterizing organic matter (turbidity, TSS, TOC and UV254nm) were measured. Water turbidity (Turb) was measured, using a HACH Pocket Turbidimeter (Cat. No. 52600-00). On unfiltered samples, total organic carbon (TOC) was analysed using a Shimadzu TOC 5000A analyser, UV absorbance at 254 nm was measured with a Varian – 50 scan spectrophotometer. Total suspended solids (TSS) were recorded as the weight of material retained by the fibreglass filters GF/C (millipore membrane).

3. Ephemeroptera fauna The Ephemeroptera communities were identified to species level from IBGN sampling, to evaluate whether further identification provided more details to the analysis of the 30 august

Joëlle JANDRY

91

2009. Each individual was identified to species level using a Swiss identification key (Studemann et al., 1992).

4. Restocking The large donor population of crayfish was located in the Gartempe catchment which according to the ONEMA would not be affected by the removal of hundreds or thousands of individuals.

In September 2009, crayfish had been catched by hand and used for reintroduction. Details of the crayfish released are reported in Table 1 : number of individuals, sex-ratio, carapace length and any abnormalities (recorded before release).

Table 1 : Details on the number of crayfish, sex ratio and carapace length introduced to four brooks

Hydrographic Brook Introduced male female % within the size class in drainage number mm < 40 40< x <80 > 80 Gartempe Ru du Peu 133 60 73 20 50 30 Gartempe Font-Bignoux 187 75 112 50 30 20 Gartempe Ru de Chambon 86 37 49 50 40 10 Vienne Oranville 90 41 49 50 40 10

5. Restocking surveys Two surveys were carried out during summers of 2010 and 2012 in august. The survey method was based on catch by hand during the night along the brook. In 2010, only the number of individuals observed was reported. In 2011, sex determination and carapace length was noted.

III. Results

1. Physical and chemical parameters

Joëlle JANDRY

92

The four sites selected were physically and chemically suitable for the crayfish presence according to the detailed study performed by Trouilhé et al. (2003, 2007) (Table 2 & 3). The brooks of Ru du Peu, Oranville and Ru de Chambon, were physically similar in nature, with depth around 1.5 meters whereas Font-Bignoux site was relatively shallow and narrow compared to the others with only 0.4 of depth (Table 2). The cobble is the dominant substrates for all of them. The canopy cover is dense for most of them. Table 2 : Chemical and physical parameters for the four brooks selected for restocking attempts (Values are given in percentage) Hydrographic Aquatic Canopy Brook Width Depth Cobble Gravel Sand Litter Surrounding drainage macrophyte cover Gartempe Ru du Peu 2 25 50 10 30 0 10 50 Pasture Gartempe Font- Forested 0.4 12 40 40 20 0 0 70 Bignoux Pasture Gartempe Ru de 1.5 15 85 5 5 5 0 90 forested Chambon Vienne Oranville 1.3 30 85 5 5 5 0 90 forested

Table 3 : Values of physical and chemical parameters Temp Cond O Turb NH TC TOC Cl SO 2 % O 4 4 pH 2 UV 254 nm (°C) (µS.cm-1) (mg.L-1) (NTU) (mg.L-1) (mg.L-1) (mg.L-1) (mg.L-1) (mg.L-1) Ch 13.5 8.24 350.5 8.6 75.25 3.14 0.27 0.085 28.85 7.093 20.913 6.474 F, B 15.6 8.51 370.875 8.08 74.23 1.01 0.016 0 42.68 0.675 19.516 3.324 OR 11.3 8.62 444.875 8.52 88.28 4.52 0.154 0 50.41 4.702 25.915 6.321 Peu 14.3 8.6 195 10.41 101.4 3.13 0.19 0 17.73 5.29 1.11 23.64

2. Ephemeroptera communities All the families of Ephemeroptera identified during our quantitative sampling conducted in April 2009 are recorded in Table 4. Eight species have been described: one species belonging to each of the families Baetidae, Ephemerellidae and Ephemeridae, two species of Heptageniidae and three species of Leptophlebiidae. Baetis rhodani, were most abundant at our sampling sites and appeared in 3 of 4 sites. Ecdyonurus dispar was present in all sites whereas the species of Leptophlebiidae: Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata were only encountered at three sites. They were the most sensitive species according to organic matter and were classified in the indicator group 7 in the French IBGN.

Joëlle JANDRY

93

There are some differences in ephemeropteran richness with a number of 2 species for Ru du peu to 6 for Ru du Chambon; The Font-Bignoux and Oranville harboured 4 and 5 species respectively.

Table 4 : Occurrence of ephemeropteran species in the four sites selected for restocking

Brook Baetidae Ephemerellidae Ephemaridae Heptageneidae Leptophlebiidae

Nb. Sp S. ignita H. fusca H. Lauta E. dispar E. Danica B. B. Vemus H. confusa B. B. Rhodani E. sp Ru du Peu 15 5 2 Font-Bignoux 12 2 2 2 4 Ru de 46 15 4 3 4 13 6 Chambon Oranville 34 5 18 4 8 5

3. Restocking surveys During 2010 survey, 15, 13 and 10 crayfishes were recorded in the brooks Chambon Oranville, and Fond-Bignoux. No crayfish were seen in the Ru du Peu. In 2012, 42, 38 and 19 crayfish were caught by hand in Chambon, Oranville and Font-bignoux with 13, 8 and 5 juveniles respectively (Table 5).

Table 5 : Survey of brooks restocking by A. pallipes

Brook 2010 male female number of ind. % within the size class in mm < 40 40< x <80 > 80

Joëlle JANDRY

94

Ru du Peu 0 0 0 - - - Font-Bignoux 10 ND ND 5 30 20 Ru de Chambon 15 ND ND 12 40 10 Oranville 13 ND ND 10 40 10 Brook 2012 male female number of ind. % within the size class in mm < 40 40< x <80 > 80 Ru du Peu 0 0 0 - - - Font-Bignoux 19 11 8 5 7 7 Ru de Chambon 42 18 24 13 17 13 Oranville 38 21 17 8 15 13

IV. Discussion The survey of reintroductions took place in 2010 and 2012 showed that 3 of 4 restocking attempts were successful with indication of crayfish reproduction in all sites. Juveniles were caught in all the sites in 2012.

In a general review on reintroduction of white-clawed crayfish in Europe, Souty- Grosset and Reynolds (2009) reported that from 59 study findings, 26 reintroductions were successful and 33 unsuccessful. They underlined that more information would be need on sites chosen for reintroduction. In most cases, no data were collected about biotic parameters, but sometimes physical-chemical parameters were measured. In our study, we showed that a selection of brook for restocking based only on physico-chemical parameters was not enough to guarantee the success of reintroduction. Indeed, the Ru du Peu had the physical-chemical requirements for harbouring white-clawed crayfish according to the works of Trouilhé et al. (2003, 2007). These authors performed a long survey of chemical parameters for 2 years with twice monthly sampling from brooks with white-clawed crayfish. They reported variations in chemical parameters between location with and without crayfish. But these differences are impossible to characterized from only one field sampling.

In a recent study comprising 29 brooks in Poitou-Charentes region, Grandjean et al. (2011) reported an association between Ephemeroptera community and A. pallipes sites. This association is based on the total number of mayfly species because they reported that the ephemeroptera richness is significantly higher in crayfish sites as compared to sites without crayfish. They found that for crayfish sites, the ephemeroptera richness ranged from 4 to 8 species. In our study, the Ru du Chambon, Barre and Font-Bignoux have 6, 5 and 4 species respectively. The Ru du Peu harboured only 2 species. Their study highlights that the presence of A. pallipes is associated with species of Ephemeroptera sensitive to organic

Joëlle JANDRY

95

pollution, particularly Habroleptoïdes confusa, Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta and Paraleptophlebia submarginata, from the family Leptophlebiidae. In all crayfish sites, there are at least one species of Leptophebiidae. Except Ru du Peu, the three others showed an ephemeropteran community sensitive to organic pollution, with at least one species of Leptophebiidae. Our results seem to valid these two criteria as important in the selection of brook for reintroduction of the white-clawed crayfish in Poitou-Charentes region.

V. References

A

Arrignon J., Roche B., (1983). Population of the crayfish Austropotamobius pallipes.

B

Bramard M., Demers A., Trouilhé M.-C., Bachelier E., Dumas J.-C., Fournier C., Broussard E., Robin O., Souty-Grosset C., Grandjean F., (2006). Distribution of indigenous and non-indigenous crayfish populations in the Poitou-Charentes region: evolution over the past 25 years. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 380-381 : 857–860.

C

Changeux T., (2003). Changes in crayfish distribution in metropolitan France according to the national surveys performed by the Conseil Supérieur de la Peêche from 1997 to 2001. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370-371 : 15–41.

D

Dehus P., Phillipson S., Bohl E., Oidtmann B., Keller M., Lechleiter S., Phillipson S., (1999). German conservation strategies for native crayfish species with regard to alien species. In Gherardi F., Holdich D. (ed.), Crayfish in Europe as alien species. How to make the best of a bad situation? A.A. Balkema, Rotterdam and Brookfield : 149–159. E

Edmunds G. and Waltz R., (1996). An introduction to the aquatic insects of North America, Chap. 11. In Merritt R. and Cumins K. (eds), Ephemeroptera, 3rd ed. Kendall Hunt Publishing Co., Dubuque, Iowa : 126–163.

F

Füreder L., Gherardi F., Holdich D., Reynolds J., Sibley P., Souty-Grosset C., (2010). IUCN 2010. IUCN Red list of ThreatenedSpecies. Version2010.4. www.iucnredlist.org

G

Joëlle JANDRY

96

Grandjean F., Cornuault B., Archambault S., Bramard M., Otrebsky G., (2000). Life history and population biology of the white-clawed crayfish, Austropotamobius pallipes, in a brook from The Poitou–Charentes region (France). Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 356 : 55–70.

Grandjean F., Jouteux R., Ropiquet A., Bachelier E., Bramard M., (2001). Biological water quality assessment in running waters sites harbouring the endangered crayfish, Austropotamobius pallipes based on macroinvertebrates and its potential in habitat selection for restocking. Freshwater Crayfish, 13 : 338–348.

Grandjean F., Momon J., Bramard M., (2003). Biological water quality assessment of the white-clawed crayfish habitat based on macroinvertebrates communities: usefulness for its conservations. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 370-371 : 115–125.

Grandjean F., Jandry J., Bardon E., Coignet A., Trouilhé M.-C., Parinet B., Souty-Grosset C., Brulin M., (2011). Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of whiteclawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Hydrobiologia, 671 (1) : 253–258.

H

Holdich D. (ed.), (2002). Distribution of crayfish in Europe and some adjoining countries. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 367 (4) : 611–650.

M

Menetrey N., Oertli B., Sartori M., Wagner A., Lachavanne J., (2008). Eutrophication: are mayflies (Ephemeroptera) good bioindicators for ponds? Hydrobiologia, 597 : 125–135.

N

Neveu A., (2000a). Étude des populations d’Austropotamobius pallipes (Crustacea, Astacidae) dans un ruisseau forestier de Normandie. I. Structures démographiques et croissance: stabilité et variété au cours de six années. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 356 : 71–98.

Neveu A., (2000b). Étude des populations d’Austropotamobius pallipes (Crustacea, Astacidae) dans un ruisseau forestier de Normandie. II. Répartition en fonction de la structure des habitats: stabilité et variabilité au cours de cinq années. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 356 : 99–122.

R

Reynolds J., (1997). The present status of freshwater crayfish in Ireland. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 347 : 693–700.

Reynolds J., (1998). Ireland’s freshwaters. Dublin: Marine Institute.

Joëlle JANDRY

97

Reynolds J., Souty-Grosset C., Gouin N., Devaney S., Grandjean F., (2000). Experimental restocking of native cratfish in White lake, Co. Westmeath, Ireland. . In Crayfish Conference Leeds, Rogers, D., Bickland, J. eds, 123–130. Environment agency, Leeds.

S

Sibley P., (2004). Conservation management and legislation – the UK experience. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 369-370.

Souty-Grosset C. and Reynolds J., (2009). Current ideas on methodological approaches in European crayfish conservation and restocking procedures Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems, 394-395 : 01–11.

Souty-Grosset C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P., (2006). Crayfish conservation and management. In Souty-Grosset C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P. (eds). Atlas of Crayfish in Europe. MNHN Paris (Patrimoines naturels, 64) : 187.

Studemann D., Landolt P., Sartori M., Hefti D., TomkaI I., (1992). Ephemeroptera (French version). In: Société entomologiquesuisse (ed.), Insecta Helvetica Fauna, 9 : 174.

T

Taugbol T., Skurdal J., Hastein T., (1992). The conservation of the indigenous freshwater crayfish species, Austropotamobius. Crayfish plague and management strategies in Norway. Biological Conservation, 63 : 75–82.

Trouilhé, M.-C., Ricard, F., Parinet B., Grandjean F., Souty-Grosset C., (2003). Management of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) in western France: Abiotic and biotic factors study. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 97-114.

Trouilhé, M.-C., Souty-Grosset C., Grandjean F., Parinet B., (2007). Physical and chemical water requirements of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) in western France. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 17 (5) : 520–538.

Trouilhé M.-C., Freyssinel G., Jandry J., Brulin M., Parinet B., Souty-Grosset C., Grandjean F., (2012). The relationship between Ephemeroptera and presence of the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou–Charentes region (France). Hydrobiologie, 179 : 293.

Joëlle JANDRY

Chapitre 6

Pertinence des propriétés de fluorescence de la MOD comme indicateur environnemental de la présence/absence d’A. pallipes.

Pertinence des propriétés de fluorescence de la MOD comme indicateur environnemental de la présence/absence d’A. pallipes.

Joelle Jandry(1), Bernard Parinet(1), Leslie Mondamert(1),

Laboratoire PROTEE(2), Frédéric Grandjean(3), Jérôme Labanowski(1)

(1) Université de Poitiers, Institut de Chimie des Milieux et des Matériaux, Equipe Chimie de l’Eau et Traitement des Eaux, UMR CNRS 7285. (2) Université du Sud-Toulon Var, Laboratoire PROTEE, Equipe CAPTE. (3) Université de Poitiers, Institut Ecologie, Biologie et Interaction, UMR CNRS 7267.

Chapitre 6 : Pertinence des propriétés de fluorescence de la MOD comme indicateur environnemental de la présence/absence d’A. pallipes.

I. Introduction ...... 98

II. Matériel et Méthodes ...... 100

1. Sites étudiés ...... 100

2. Fluorescence ...... 102

3. Statistique ...... 103

III. Résultats et discussion ...... 104

1. Caractérisation de la MO des sites étudiés par Fluorescence MEEF ...... 104

2. Etudes des propriétés de fluorescence de la MOD par traitement PARAFAC.... 110

3. Modélisation avec les données de fluorescence ...... 115

3.1. Phase d’apprentissage ...... 115

3.2. Prédiction et confrontation aux données réelles ...... 118

IV. Conclusion ...... 121

V. Références ...... 122

98

I. Introduction

Le peuplement faunistique des écosystèmes aquatiques est principalement régi par la variabilité environnementale (Tachet et al., 2010) mais les différentes formes de pressions anthropiques viennent de plus en plus interférer dans l’écologie de ces milieux (pollutions chimiques, exploitation des ressources naturelles, modification des faciès, fragmentation des habitats naturels, modification des peuplements). La dégradation des milieux aquatiques, telle qu’elle a été maintes et maintes fois montrée, traduit la vulnérabilité de ces écosystèmes. En ce sens, l'Union Européenne (UE) a pris des mesures pour engager ses États membres à une préservation des milieux aquatiques en tant que réserve de biodiversité et réservoir en eau. Au travers de la Directive Cadre Environnement sur l’eau et les milieux aquatiques (2000/60/CE) ou DCE, l’UE a imposé la mise en œuvre de moyens nécessaires pour éviter la pression sur les milieux, restaurer les masses d’eau et compenser (principe du pollueur = payeur) si besoin. Cette évolution règlementaire majeure a fait émerger le concept d’évaluation de la qualité d’un écosystème aquatique et a conduit à la mise en place d’indicateurs biologiques, chimiques et physiques. L’Ecrevisse à pattes blanches ou Austropotamobius pallipes est une espèce sentinelle emblématique des rivières de l’Europe de l’Ouest (Holdich et al., 2006) et notamment en France (Tachet al., 2010). Elle est particulièrement sensible aux pressions chimiques et physiques susceptibles de provoquer des perturbations ou des changements dans son milieu (Grandjean et al., 2011). A cet égard, elle fait partie des bioindicateurs de qualité fréquemment recherchés (IBGN norme NF T90-350 - AFNOR, 1992 révisée en 2004). Sa sensibilité est cependant aujourd’hui aussi à l’origine de sa disparition progressive du paysage hydrobiologique. La détérioration physico-chimique de ses habitats par les intrants agricoles et les rejets humains, ou le réchauffement des eaux par la création d’étangs, ont restreint les zones de bonne qualité dont cette espèce a besoin. L’introduction de nouvelles espèces d’écrevisses non autochtones (Pasifastacus leniusculus, Procambarus clarkii et Orconectes limosus) a également fragilisé ses populations par des effets de compétition ou par la transmission de maladie (Diéguez-Uribeondo, 2006 ; Reynolds et Souty-Grosset, 2012). Sa distribution actuelle se concentre désormais presque essentiellement sur les têtes de bassin de certaines rivières et généralement en population isolée (Souty-Grosset et al., 2006). En raison de son déclin, cette espèce est inscrite en tant qu’espèce menacée et pour laquelle il est requis des mesures de conservation spécifique (Annexe III - Convention de Berne ; Annexe 2- Directive Européenne Habitats ; Liste rouge de l'Union Internationale pour la Conservation de

Joëlle JANDRY

99

la Nature et des Ressources Naturelles) (Groombridge, 1993 ; Füreder et al., 2010). Des programmes nationaux ou locaux de réintroduction sont en œuvre au titre de la recolonisation du milieu (eg. projet européen LIFE10 NAT/IT/000224 en Italie) ou de mesures compensatoires (eg. dans le cadre de chantiers). Le repeuplement est une des options majeures dans la stratégie de conservation actuelle (Taugbol et al., 1992 ; Reynolds, 1997 ; Dehus et al., 1999) mais son succès exige une extrême attention sur la qualité des habitats et l’origine des populations réintroduites (Souty-Grosset et Reynolds, 2009). La recherche de milieux ou zones propices à la recolonisation par A. pallipes se fait au travers de la démarche abordée dans la DCE, c’est-à-dire visant des milieux de bonne qualité. L’échéance du retour à un bon état écologique de l’ensemble des masses d’eau des territoires d’ici à 2015 a accéléré le développement de nombreux indicateurs capables d’évaluer la qualité du milieu. L’établissement des cartes de qualité est pertinent mais il est « time- and fund-consuming » et il n’est pas toujours possible de renouveler régulièrement l’ensemble des mesures (e.g. prélèvement d’indicateurs biologiques). Aussi, des travaux ont été menés pour rechercher des indicateurs marquant la présence d’A. pallipes ou de sites à fort potentiel de repeuplement. Ainsi Trouilhé et al. (2012) ont mis en évidence une relation entre des espèces d’Ephémeroptère (nb. notamment la famille des Leptophlebiidae) et la présence de cette écrevisse. Jandry et al. (chapitre 5) ont validé l’emploi de ces communautés d’éphéméroptères comme bioindicateur d’A. pallipes dans le cadre de repeuplements. Ces nouvelles approches apparaissent prometteuses mais nécessitent encore de prélever la biocénose, notamment les invertébrés macrobenthiques. En ce sens, la recherche d’autres indicateurs – non biologiques – reste à considérer. La matière organique dissoute représente un mélange complexe de molécules trouvant leur origine dans les processus biogéochimiques animant l’interface entre les géohydrosystèmes et la biosphère. Elle peut varier considérablement, en fonction de son origine, de son âge, de ses modes de transformation, et de son environnement existant (Senesi et al., 1996) à la fois naturel et de plus en plus anthropique. Sa forme et sa composition relèvent tout autant d’une complexité aléatoire traduisant les variations environnementales incessantes des milieux que d’une complexité organisée imputable à d’innombrables processus (production par les organismes, décomposition, photo-transformation, réactions redox, …) dont chacun à sa place dans le cycle du carbone et des matières (Cory et McKnight, 2005 ; Wickland et al., 2007). A cet égard, la MOD peut être considérée comme un indicateur complet des conditions écologiques et environnementales dans l'espace et le temps pour une zone donnée (Labanowski, 2004).

Joëlle JANDRY

100

De très nombreuses techniques spectroscopiques (fluorescence, UV-visible, IRTF, RMN, chromatographiques (LC-OCD, SEC, FIFFF), de spectrométrie de masse (LC, GC-MS) ou de mesure de paramètres globaux (COT, COD) se sont développées pour caractériser cette matrice de composés (Matilainen et al., 2011). Parmi elles, les matrices d’excitation emission de fluorescence (MEEF) ont montré leur capacité (rapide, à moindre coût et ‐ dense en information) à détecter des groupes de composés sensibles aux processus contrôlant la forme et la composition de la MOD (McKnight et al., 2001 ; Larsen et al., 2010). Récemment l’analyse des MEEF a évolué à partir de la nécessité d'identifier de façon plus quantitative les caractéristiques spectrales et les concentrations des fluorophores associés à la MOD (Stedmon et al., 2003). L’évolution a porté sur un traitement des MEEF par analyse factorielle parallèle (PARAFAC). L'algorithme, analogue à une analyse en composantes principales trilinéaire, ne fait aucune hypothèse sur le nombre de composantes ou la forme de leurs spectres d'absorption et d'émission, mais il simule les MEEF en optimisant les spectres d'absorption, les spectres d'émission, et les concentrations des fluorophores indépendamment (Stedmon et Bro, 2008).

Le présent travail s’est fixé l’objectif de regarder la pertinence de la MOD comme indicateur environnemental d’un milieu propice à la présence ou absence de l’écrevisse A. pallipes. La MOD a été appréhendée au travers de la mesure de ces propriétés de fluorescence, définies sous la forme de l’intensité des différents fluorophores extraits des MEEF par un calcul de type PARAFAC. Ces données sont ensuite utilisées dans un modèle d’Analyse Factorielle Discriminante décisionnelle créé à partir d’une base d’apprentissage avec des sites dont la présence/absence est connue. La pertinence de la MO comme indicateur est évaluée par la prédiction de la présence/absence sur d’autres sites pour lesquels des recensements de population ont été fait. Dans cette étude, nous nous sommes plus particulièrement intéressés à la présence/absence de l’écrevisse à pattes blanches dans sept ruisseaux de têtes de bassin situés dans les Deux-Sèvres (France).

II. Matériel et Méthodes

1. Sites étudiés

Joëlle JANDRY

101

L’étude a porté sur un ensemble de sept cours d’eau des Deux-Sèvres avec deux points de prélèvement (un amont, un aval) chacun. La figure 1 présente une carte de localisation des sites. Le tableau 1 apporte des éléments d’informations complémentaires sur la présence de l’écrevisse A. pallipes et les éventuels spécificités de ces sites (pressions, environnement).

Site Amont Site Aval

Figure 1. Localisation des sept études ruisseaux dans le département des Deux-Sèvres (France) (adapté de Trouilhé et al., 2007)

Joëlle JANDRY

102

Tableau 1 : Caractéristiques des sites étudiés Abréviation Présence de A. pallipes Particularités

G1 Amont + Gatineau Bonne qualité d’eau G2 Aval +

M1 Amont - Disparition des écrevisses depuis Magot 2009 de la zone amont et depuis 2004 M2 Aval - de la zone aval

R1 Amont + La partie amont est classé site Natura Rourie 2000. Présence d’étang et d’un R2 Aval - hameau en partie aval

T1 Amont + Présence de plusieurs hameaux Thouet ruraux entre les deux points T2 Aval -

Sn1 Amont - Sèvre Zone anthropisée Nantaise Sn2 Aval -

Ve1 Amont - Zone anthropisée avec élevage de volailles Verdonnière Ve2 Aval -

Ve3 - Fossé recevant des rejets d’élevages

Vi1 Amont - Viette Zone anthropisée Vi2 Aval -

Pour chacun des sites étudiés (amont et aval), 11 échantillons ont été prélevés sur une année (1 prélèvement par mois, à l’exception du mois d’août). 2. Fluorescence

Les mesures de fluorescence 3D ont été réalisées sur un spectrofluorimètre FluoroMax-4 (Horiba Jobin Yvon). Les échantillons d’eau sont analysés dans leur état brut sans filtration préalable mais après décantation. Il est à noter que les échantillons se sont révélés peu turbides. Aucun prétraitement (dilution, correction de force ionique ou pH) et aucune correction d’effet écran n’ont été appliqués. L’échantillon est introduit dans une cuve en quartz miroitée de 1,0 cm placée dans un porte cuve thermostaté à une température de 20 ± 1˚C. Les Matrices d’Excitation-Emission de Fluorescence (MEEF) sont générées en balayant

Joëlle JANDRY

103

des longueurs d’ondes d’excitation de 230 nm à 400 nm et en collectant le signal d’émission de 300 nm à 550 nm avec un incrément de 5 nm. Le traitement des MEEF se fait par le calcul de deux indices ou par un traitement statistique par Analyse Factorielle Parallèle (PARAFAC). Le HIX index de Ohno (2002) défini comme :

HIX λex=254nm = ( ∑ IEm 435→480 nm ) / ( ∑ IEm 435→480 nm + ∑ IEm 300→345 nm ) Le FIX index de McKnight et al. (2001) défini comme :

FIX λex=370nm = IEm 450nm / IEm 500nm

L’analyse par PARAFAC est une méthode d’analyse des données de MEEF consistant à construire un modèle trilinéaire (Alber et Takacs, 2004) en estimant les spectres d’excitation et d’émission de fluorophores et le coefficient appliqué à chacune de ces matrices dans l’objectif de pouvoir recomposer ou re-fabriquer le cube de données (Luciani et al., 2008). Il existe plusieurs algorithmes de type PARAFAC comme EEM-self organising map (Bieroza et al., 2012), EEMizer (Bro et Vidal, 2011) ou DOMFluor (Kothawala et al., 2012). DOMfluor, un des algorithmes les plus répandu, a aussi été choisi pour cette étude. Il a été utilisé avec la boite à outils N-way toolbox tournant sous Matlab 7.0 (Mathworks, Natick, MA, USA). Une confirmation des résultats a aussi été effectuée avec l’algorithme personnalisé Progmeef (communication personnelle) conçu par le laboratoire PROTEE de l’Université de Toulon Sud et du Vars. Le nombre approprié de composants a été déterminé principalement sur la base de trois outils de diagnostic (convergence du modèle, test du CORCONDIA >50%, et la split half analysis) mais aussi grâce à l'analyse des résidus, la cohérence de base et l'inspection visuelle des formes spectrales de chaque composante. Les résultats obtenus ont ensuite servi à alimenter différents outils statistiques.

3. Statistique

Le traitement statistique des données a été réalisé à l’aide du logiciel XLSTAT. Deux principaux outils statistiques ont été utilisés. L’Analyse en Composante Principale (ACP) est une méthode de combinaison linéaire de variables, qui construit à partir de variables initiales de nouvelles variables (nommées composantes principales) non corrélées entre elles, de variance maximale et d’importance décroissante. Ces composantes vont déterminer un nouveau système d’axes (les axes principaux) qui permet par projection du nuage des observations sur les deux composantes,

Joëlle JANDRY

104

d’accéder à une grande part de l’information contenue dans les dimensions initiales du système. Afin d’obtenir une représentation plus facile à analyser, une rotation orthogonale de type Varimax est employée pour maximiser le nombre de variables indépendantes corrélées avec une composante principale.

L’Analyse Factorielle Discriminante (AFD) est aussi une méthode de combinaison linéaire de variables mais qui s’applique à des données sur lesquelles est déjà définie une typologie ; dans le cas présent il s’agit de la « présence + » ou de l’« absence - » d’A. pallipes. L’AFD analyse simultanément toutes les variables de tous les échantillons pour construire des fonctions discriminantes canoniques. Ces fonctions sont les vecteurs propres des données exprimées sur une base qui maximise la différence entre les groupes. L’AFD est à la fois une méthode descriptive et explicative. Dans le présent travail, elle est utilisée tout d’abord pour discriminer deux groupes de sites qui définissent sa base d’apprentissage puis elle est ensuite utilisée à des fins décisionnelles pour prévoir l’appartenance d’un nouveau site à un des deux groupes précédemment définis (présence, absence). Ce type d’approche fonctionne sur des échantillons naturels complexes comme l’ont montré Mondamert et al. (2010) pour prédire l’origine du « biofouling » sur des membranes d’osmose inverse.

III. Résultats et discussion

1. Caractérisation de la MO des sites étudiés par Fluorescence MEEF

L’étude globale des propriétés de fluorescence de la matière organique a été menée au travers de l’acquisition de matrices d’excitation-émission de fluorescence (MEEF). Les MEEF sont des matrices composites 3D représentant - pour un échantillon - l’enregistrement de l’intensité de fluorescence suivant un balayage des longueurs d’onde en excitation et en émission.

Joëlle JANDRY

105

La figure 2 présente trois MEEF illustrant l’allure typique des signaux de fluorescence de la MO composant les eaux des sites étudiés. Vi 2 Eté Vi 1 Eté Vi 2 Hiver 400 400 400 1e+5 5,0e+4 5,0e+4 1,0e+5 2e+5 1,0e+5 1,5e+5 3e+5 1,5e+5 2,0e+5 4e+5 2,0e+5 2,5e+5 5e+5 2,5e+5 3,0e+5 6e+5 350 350 350 3,5e+5 4,0e+5 C 4,5e+5 C C

300 300 300

250 250 A 250 A A Excitation (nm) Excitation (nm) Excitation (nm) λ B,T λ λ 200 200 200 300 350 400 450 500 550 300 350 400 450 500 550 300 350 400 450 500 550 λ Emission (nm) λ Emission (nm) λ Emission (nm)

Figure 2. Matrice d’excitation-émission de fluorescence de trois échantillons prélevés dans la Viette : au niveau du point aval (Vi2) en été ; au niveau du point amont (Vi1) en été et en hiver

Elles se caractérisent par la présence de trois pics (A, C, B-T) définis par des zones de plus forte intensité de fluorescence. Il s’agit des principaux pics définis dans la classification de Coble (1996) et retrouvés pour des eaux de surface. De nombreux travaux publiés dans ce domaine ont mis en correspondance ces différents pics avec différentes classes de molécules : Pic A - composés humic-like (λex/em = 240-270/400-500 nm), correspondant aux acides fulviques ; Pic C - composés humic-like (λex/em = 300-375/400-500 nm), correspondant aux acides humiques ; Pic B - composés tyrosine-like (λex/em = 220-240/ 300-350 nm), auquel est souvent confondu le pic T - composés tryptophan-like (λex/em = 225-240/340-380 nm) (Hudson et al., 2007) correspondant aux protéines.

L’allure de ces MEEF semble cohérente avec la situation des ruisseaux en tête de bassin. Ces zones présentent généralement une faible production primaire et un caractère allochtone dominant. Cependant, il n’est pas noté la présence des deux centres de fluorescence au niveau du pic C comme c’est le cas pour des eaux fortement colorées de type zone humide (Baker et al., 2008). De même le pic rapporté par Stedmon et Markager (2003) (λex/em = 420/488 nm) correspondant à l’activité du phytoplancton n’a jamais été observé. Les signatures spectrales des MEEF montrent des différences dans l’intensité des fluorophores suivant la position des sites dans le bassin ou les changements saisonniers (Figure 2). Par exemple, la contribution du pic B/T est plus apparente sur la Viette en aval qu’en amont. Pour affiner l’interprétation des MEEF, plusieurs auteurs ont proposé le calcul de rapports

Joëlle JANDRY

106

entre les intensités de fluorescence en différentes régions (ou pics) de la matrice. Ainsi des indices de fluorescence ont été déterminés pour évaluer les sources de contribution à la MOD : l’indice d’humification (HIX) défini par Zsolnay et al. (1999) puis Ohno (2002) ; l’indice de fluorescence (FIX) défini par McKnight et al. (2001) puis Cory et McKnight (2005). La figure 3 rapporte les valeurs de ces deux indices calculés pour l’ensemble des échantillons.

Amont Aval 1,4 Gatineau Rouri Sèvre Nantaise Thouet Verdonnière Viette Magot

1,2

1,0 Fix

0,8

0,6

0,4 Hix

0,2

0,0 jui juil jui juil jui juil jui juil jui juil jui juil jui juil jan fév mar mai oct jan fév mar mai oct jan fév mar mai oct jan fév mar mai oct jan fév mar mai oct jan fév mar mai oct avr nov avr nov jan fév mar mai oct avr nov avr nov avr nov avr nov déc déc avr nov déc déc déc déc sep sep déc sep sep sep sep sep

Figure 3. Valeurs des indices HIX et FIX pour les sept sites étudiés pendant les 11 mois d’étude.

Les valeurs moyennes de HIX sont comprises entre 0,3 et 0,5. L’indice HIX donne une information sur le degré de maturation de la MOD (distinction entre matière fraîche et matière plus humifiée). En 2011, Chen et Zhang ont étudié différents types d’eau et ont obtenus un HIX moyen de 0,77 ± 0,06 pour des eaux de surface. Ce résultat est intermédiaire entre celui des eaux de mer (0,61 ± 0,04) et celui des échantillons très humiques (0,97 ± 0,15). Les valeurs obtenues pour nos échantillons apparaissent extrêmement faibles au regard des celles mentionnées ci-dessus (Chen et Zhang, 2011). Ceci peut être expliqué par l’incidence de la localisation des sites, en têtes de bassin versant, sur la valeur de cet indice.

Les valeurs de FIX s’étendent entre 1 et 1,35 (Figure 3). L’indice FIX est une mesure du degré allochtone ou autochtone de la MOD (McKnight et al., 2001). En effet, plusieurs

Joëlle JANDRY

107

travaux (Brooks et Lemon, 2007 ; Johnson et al., 2011) rapportent que le FIX est typiquement compris entre 1,3 et 1,8 pour des eaux de surface. Dans une étude sur les acides fulviques provenant de sources terrestres et microbiennes dans les années 2011, McKnight et ses collaborateurs ont montré que des valeurs de FIX inférieures ou égales à 1,4 indiquent une MO d'origine allochtone, tandis que, des valeurs supérieures ou égales à 1,9 indiquent une MO d’origine microbienne (McKnight et al., 2011).

Cependant, les informations apportées par les indices HIX et FIX restent limitées. La figure 3 qui met en comparaison l’ensemble des sites et des positions amont et aval, ne montre que relativement peu de différences notamment entre des sites de présence ou d’absence d’A. pallipes : eg. entre les sites du Gâtineau et ceux de la Sèvre Nantaise ; ou bien encore entre la Rourie en amont et en aval. Au regard de ce constat, l’analyse des données a été étendue à d’autres paramètres pour mettre en lumière un lien éventuel entre la MOD et la présence d’A. pallipes.

Le suivi mensuel de plusieurs paramètres physico-chimiques (tels que le pH, le taux de saturation en O2, les anions, le Ca, le Na …) pendant une année sur l’ensemble des sites étudiés a permis de constituer une base de données complémentaire aux mesures des MEEF. Une approche par analyse en composante principale (ACP) a été mené afin d’avoir une lecture simultanée et comparative de l’ensemble de ces données. Deux ACP distinctes ont été réalisées sur les données de l’ensemble des sept cours d’eau (avec les points de prélèvement en amont et en aval) avec dans un premier cas, les données des mois de mars, avril, mai, juin, juillet, septembre et octobre. Une seconde ACP a été effectuée sur les données des mois de novembre, décembre, janvier et février. Le choix de séparer les données entre deux saisons s’est basé sur les différences observées dans les paramètres mesurés en fonction de la saison (températures, précipitations sur les bassins versants).

Joëlle JANDRY

108

La figure 4 présente la projection des 16 variables sur le plan principal de la première ACP après rotation au Varimax.

Tableau 2 : Corrélations entre les variables et les facteurs après rotation Varimax (données de mars, avril, mai, juin, juillet, septembre et octobre) F1 F2

Température (°C) -0,354 -0,098 Conductivité (µS/cm) -0,107 0,826 pH -0,517 0,088 %O2 -0,147 -0,190 Turbidité (NTU) 0,672 -0,210

Absorbance UV254nm 0,913 -0,057

NH4 (mg/l) 0,593 -0,137 NPOC (mg/l) 0,860 0,290 Cl (mg/l) 0,217 0,800

NO3 (mg/l) -0,002 0,527

SO4 (mg/l) -0,109 0,641 Na (mg/l) 0,248 0,414 Ca (mg/l) -0,253 0,643 Fluo Pic A 0,826 0,262

Fluo Pic C 0,689 0,258 Fluo Pic B/T 0,783 -0,121 Figure 4. Projection dans le plan principal de l’ACP des variables (données de mars, avril, mai, juin, juillet, septembre et octobre)

Le pourcentage cumulé de variance est de 48,17% sur les deux premiers axes principaux (F1 et F2). Selon les coefficients de corrélation entre les variables et les facteurs (Tableau 2), l’axe principal F1 est majoritairement construit à partir des paramètres: Turbidité, Absorbance

UV254 nm, NPOC, Fluo A, Fluo C et Fluo B/T qui sont représentatifs de la matière organique. L’axe principal F2 est en revanche construit à partir des paramètres à caractère « minéral » : - - 2- Conductivité, Cl , NO3 , SO4 et Ca. Cette distribution des variables apparaît cohérente si on se réfère aux observations suivantes : - l’oxygène dissous se situe dans un cadran opposé aux paramètres représentatifs de la MO. Cette localisation peut s’expliquer par le fait que les microorganismes consomment l’oxygène du milieu pour dégrader les matières organiques.

Joëlle JANDRY

109

- les paramètres mesurant spécifiquement la MO sont liés : mesures de fluorescence, d’absorbance, NPOC.

La figure 5 présente la projection des variables sur le plan principal de la seconde ACP après rotation au Varimax. Le tableau 2 rapporte les corrélations entre les variables et les facteurs. L’analyse de ces corrélations met en évidence les mêmes tendances que pour la première ACP. Le pourcentage cumulé de variance est légèrement inférieur (47,01%) sur les deux premiers axes principaux (F1 et F2). Il semble par conséquent que ces zones proches des têtes de bassins soient régies par les mêmes processus récurrents suivant toutes les saisons.

Tableau 3 : Corrélations entre les variables et les facteurs après rotation Varimax (données de novembre, décembre, janvier et février) F1 F2

Température (°C) -0,461 0,130

Conductivité -0,009 0,928 (µS/cm) pH -0,516 0,188 %O2 -0,471 -0,212 Turbidité (NTU) 0,645 -0,138

Absorbance UV254nm 0,862 -0,07

NH4 0,711 0,004 NPOC (mg/l) 0,540 0,271 Cl (mg/l) -0,128 0,761

NO3 (mg/l) -0,516 0,508

SO4 (mg/l) 0,396 0,364 Na (mg/l) 0,159 0,339 Ca (mg/l) -0,051 0,786 Fluo Pic A 0,784 0,196 Fluo Pic C 0,633 0,320 Fluo Pic B/T 0,695 -0,012 Figure 5. Projection dans le plan principal de l’ACP des variables (données de novembre, décembre, janvier et février) Pour mettre en lien la présence/absence d’A. pallipes avec ces différentes variables, les points échantillonnés ont été projetés sur les plans principaux précédemment définis (Figure 6). Les points y sont différenciés par un code couleur. Il apparait une différenciation des sites suivant ce critère (présence/absence) notamment pendant sur les données collectées entre Mars et

Joëlle JANDRY

110

Octobre (Figure 6a). Cette différenciation est moins évidente pour les données collectées pendant la période de Novembre à Février (Figure 6b).

3,5 3,5 (a) Présence A. pallipes (b) Présence A. pallipes 2,5 Oui 2,5 Oui non non 1,5 1,5

0,5 0,5

-3 -1-0,5 1 3 5 7 -3 -2 -1-0,5 0 1 2 3 4 5 6 7

-1,5 -1,5

-2,5 -2,5

-3,5 -3,5 Figure 6. Projection des données des sites étudiés sur les plans principaux des ACP de Mars à Octobre (a) et de Novembre à Février (b). En rond rouge sont représentés les sites sans écrevisse et en triangle vert les sites avec écrevisses.

Les sites avec A. pallipes se localisent principalement dans le cadran inférieur gauche de l’ACP (Figure 6a) ce qui traduit des eaux de faibles charges organiques et minérales (au regard des tableaux de corrélation, tableaux 2 et 3). Cette observation s’accorde avec les données écologiques de l’habitat préférentiel de cette espèce (Tachet et al., 2010). Les sites sans A. pallipes ont au contraire une distribution plus éclatée qui tend à se repartir à la fois le long de l’axe matière minérale (principalement sur sa partie positive) et de l’axe matière organique (à la fois sur ses parties positive et négative). Sur la période de Novembre à Février (Figure 6b) les tendances sont moins clairement identifiées. Cette moins bonne différenciation pourrait être attribuée à une plus grande instabilité des paramètres en raison des perturbations climatiques inhérentes à cette saison. Un précédent travail, mené en 2004 sur une partie des mêmes sites d’étude, avait observé une tendance entre l’absence de cette espèce et la présence de matières organiques (suivi par ses paramètres globaux) (Trouilhé, 2006). Les résultats obtenus dans notre étude suggèrent que la présence/absence de cette espèce est associée à une variation globale du milieu et que les paramètres de la matière organique sont des éléments à considérer. En effet, seules quelques études se sont intéressées au caractère néfaste de la MO pour A. pallipes. Lodge et Hill (1994) ont montré que dans les systèmes eutrophes, une minéralisation accrue de la matière organique entraîne des concentrations réduites en oxygène. Adams et al. (2009) ont mis en évidence un impact de la matière organique dissoute formée à partir de certains détritus sur la capacité d'orientation de l'écrevisse (Orconectes virilis) pour trouver ses sources d'alimentation. 2. Etudes des propriétés de fluorescence de la MOD par traitement PARAFAC

Joëlle JANDRY

111

Partant des observations faites (sur les sites d’étude en 2004 et 2011) sur un lien possible entre la matière organique et les communautés d’A. pallipes, une étude plus approfondie de la MOD a été menée. Les informations sur les caractéristiques spectrales et les concentrations de fluorophores associés inscrites dans la MEEF peuvent être appréhendées de façon plus quantitative depuis le développement des méthodes d'analyse factorielle parallèle (PARAFAC) (Stedmon et Markager, 2003). En ce sens, un calcul par PARAFAC a été effectué simultanément sur l’ensemble des échantillons pour déterminer le nombre de composantes. Au regard des critères statistiques : convergence du modèle à ~ 99,7 %, CORCONDIA > 50 %, et split half analysis sans effet, quatre composantes ont été définies. Elles sont présentées à la figure 7.

Excitation-Emission Description Fluo C1 Fluo C2 (nm)

Fluo_C1 270 et 360 - 478 Humic like de type Pic C2 Fluo_C2 240 - 440 Humic like de type Pic A Fluo C3 Fluo C4 Fluo_C3 325 et 240 - 416 Humic like de type Pic C1 Fluo_C4 < 240 - 416 Protein like de type Pic B, T

Figure 7. Liste des quatre composantes ou fluorophores extraits par calcul PARAFAC

La présence de ces quatre composantes est en accord avec les composantes trouvées par Stedmon et al., (2003) ; Pfifer et al., (2010) et Bieroza (2012) sur des eaux naturelles. Elles correspondent aux pics A, B-T, C1 et C2 décrits dans la littérature. Dans le présent cas, l’utilisation du traitement par PARAFAC a permis de faire apparaître les deux centres du pic C (Baker et al., 2008), contrairement à l’interprétation qui a été faite sur les MEEF initiales. Il est à noter que la présence de quatre composantes n’est pas systématique puisque selon la revue critique faite par Ishii et Boyer (2012), l’utilisation de PARAFAC peut aboutir à 3 composantes pour des eaux naturelles.

Joëlle JANDRY

112

A partir des données d’intensité générées par PARAFAC pour les quatre composantes, une analyse en composante principale a été réalisée. La représentation graphique de la projection des variables et des échantillons est donnée à la figure 8.

1 cp4 3

0,75 2 0,5

0,25 cp1 1

cp3 0 0 cp2 - 2,5 -2 -1,5 -1 -0,5 0 0,5 1 1,5 2 2,5

F2 (25,8%) F2 -0,25 (25,8%) F2 -1 -0,5 -2 -0,75

-1 -3 -1 -0,75 -0,5 -0,25 0 0,25 0,5 0,75 1

F1 (66,3%) F1 (66,3%) Figure 8. Projection dans le plan principal des variables (a) et des échantillons des sites étudiés (b) après ACP sur les 4 composantes extraites des MEEF par PARAFAC

Le pourcentage cumulé de variance expliqué par les deux axes de l’ACP atteint 92% (Figure 8). L’axe des abscisses est fortement corrélé avec les trois composantes de nature humique (Fluo-C1, Fluo-C2 et Fluo-C3 pour lesquels R = 0,93 / 0,92 / 0,96 respectivement) tandis que l’axe des ordonnées est fortement corrélé avec la composante de nature microbienne (Fluo- C4, R = 0,98) (Figure 8a). La projection des échantillons dans le plan principal met en évidence un alignement des points suivant un angle ouest à sud est/est (O à SE/E) excepté pour quelques sites (elles sont notées par des flèches sur la figure 8b). Ces exceptions sont des échantillons issus de la période hivernale ce qui pourrait expliquer leur particularité. Ils se caractérisent entre autres par une forte intensité de fluorescence sans pour autant être très riche en matières organiques dissoutes. L’alignement O à SE/E constaté signifie que les échantillons se différencient suivant l’intensité principalement de leurs fluorophores (C1, C2, C3) terrestres et dans une moindre mesure de celle de leur fluorophore microbien (C4). L’orientation O à SE-E traduit également une évolution « bouclée » de la MO dans les zones échantillonnées. Ainsi, plus une matière à un caractère terrestre affirmé moins son caractère microbien est prononcé, et réciproquement. Il est également observé que les échantillons situés dans les cadrans droits de l’ACP sont beaucoup plus dispersés que ceux des cadrans gauches. Cet éclatement semble en

Joëlle JANDRY

113

partie lié à la saisonnalité puisqu’il concerne principalement des échantillons de la période novembre à février. D’autre part, cette zone de l’ACP traduit une zone de plus forte contribution terrestre au regard de la nature terrestre de l’axe des abscisses.

Une attention a été portée à la différenciation entre les sites sur le plan principal de cette ACP. Aucun effet de discrimination suivant l’origine géographique des sites n’a pu être constatée. En revanche, il est apparu des différences pour un même site suivant sa position amont ou aval (Figure 9).

3 G 1 Amont 3 Ve1 Amont G 2 Aval Ve 2 Aval

2 2

1 1

0 0

-2,5 -1,5 -0,5 0,5 1,5 2,5 -2,5 -1,5-0,5 -0,5 0,5 1,5 2,5

F2 (25,8 (25,8 %) F2 -1 (25,8 %) F2 -1 θθθ

-2 -2

-3 -3 F1 (66,3 %) F1 (66,3 %) Figure 9. Représentation dans le plan principal de l’ACP des échantillons des sites du Gâtineau (amont et aval) et de la Verdonnière (amont et aval)

Ainsi les sites du Gâtineau et de la Verdonnière (c’est le cas également pour les autres), présentent un décalage entre les points amont et aval. Le décalage est faible dans le cas du Gâtineau dont les deux points sont de qualité similaire (bonne qualité et présence d’écrevisses à pattes blanches) alors qu’il est beaucoup plus marqué dans le cas de la Verdonnière où le point aval subit une forte pression anthropique (élevages et habitations vraisemblablement à l’origine de la disparition des écrevisses). Dans le cas du Gâtineau, la direction SE conférée au décalage signifie un caractère plus terrestre et moins microbien de la MOD en position aval. Cependant la nature des MO semble inchangée puisque les points amont et aval s’alignent sur la même droite. Cette observation est cohérente avec l’élargissement du ruisseau de la source à la confluence qui s’accompagne généralement d’une augmentation des apports terrestres. Dans le cas de la Verdonnière, les échantillons de la partie aval sont en revanche désaxés d’un angle θ par rapport aux données amont. Ce désaxage pourrait traduire l’apport d’une nature différente de MOD et/ou de nouvelles sources. En conséquence, les

Joëlle JANDRY

114

caractéristiques de fluorescence de la MO semblent pouvoir percevoir l’évolution naturelle des têtes de bassin versant mais aussi certains changements à caractères plus anthropiques.

En 2012, Hur et Cho ont aussi montré que les mesures de fluorescence sont liées à la teneur en MO dans le milieu. A partir de l’ensemble du jeu de données générées par PARAFAC, un calcul par régression linéaire multiple (RLM) a été effectué dans le but d’évaluer le potentiel de prédiction du NPOC par les données de fluorescence (ie. les valeurs d’intensité des 4 composantes). Les données utilisées pour le modèle correspondent aux 11 mois prélevés pour les 7 sites. La figure 10 présente l’écart entre le NPOC prédit par le modèle et le NPOC mesuré expérimentalement.

Valeur Ecart-type t de Student Pr > |t| Constante 0,9531877 1,513E-01 3,164 0,0019 Fluo_C1 6,680E-05 5,075E-06 13,164 < 0,0001 Fluo_C2 -5,379E-06 3,076E-07 -1,749 0,0428 Fluo_C3 -1,828E-05 5,004E-06 -3,653 0,0004 Fluo_C4 3,541E-06 9,242E-07 3,831 0,0002

Figure 10. Représentation des écarts entre les valeurs de NPOC prédites par RLM et celles mesurées expérimentalement. Le tableau associé indique les valeurs des paramètres du modèle et les écarts-types correspondant

Le modèle (équation 1) conduit à un R2 = 0,89 (R2 ajusté au nombre de variable = 0,88) ce qui suggère que 89% de la variabilité du NPOC peut être expliquée par les intensités des fluorophores extraits par PARAFAC. La probabilité associée au test du F de Fisher (Pr>F) est

Joëlle JANDRY

115

dans ce cas inférieure à 0,0001, ce qui signifie que l'on prend un risque de se tromper de moins de 0,01% en concluant que les variables explicatives apportent une quantité d'information significative au modèle. Les écarts types de chaque paramètre sont relativement faibles et les probabilités de risque d’erreur (Pr>|t|) qui leurs sont associées sont faibles (entre 4,2 et 0,01%).

Équation 1 : NPOC = 0,953 + 6,680 E-05 * Fluo_C1 - 5,379 E-06 * Fluo_C2 - 1,828 E-05 * Fluo_C3 + 3,541 E-06*Fluo_C4

Pour un modèle idéal, les points sont disposés sur la bissectrice (Figure 10). Dans notre cas, les points sont situés de part et d’autre de la bissectrice sans préférence suivant la gamme de NPOC. Les corrélations trouvées par d’autres travaux sont très variables : de R = 0,756 pour des eaux issues de zones humides à R = 0,167 pour des eaux usées traitées (effluent final) ; coorélation entre le NPOC et l’intensité du pic C2 dans leur cas (Cumberland et Baker, 2007). Néanmoins, le modèle obtenu suggère que les données d’intensité de fluorescence apportent une information sur la quantité de MO dans le milieu. Au regard de l’importance de la teneur en MO sur la qualité du milieu aquatique (source de nourriture mais aussi cause d’asphyxie), le support d’une information quantitative renforce la pertinence des données de fluorescence.

3. Modélisation avec les données de fluorescence L’analyse des fluorophores de la MO ayant montré un potentiel d’indication de qualité (vis à vis des pressions ou des processus naturels) et de quantité (vis à vis de la teneur en MO), un modèle a été développé pour tenter de prédire la présence / absence des écrevisses au regard des intensités des composantes générées par PARAFAC comme seuls critères. La question posée étant de nature binaire (présence ou absence), une approche par analyse discriminante a été retenue pour construire un apprentissage capable de différencier des sites avec de sites sans écrevisses.

3.1. Phase d’apprentissage

A partir de l’ensemble des sites étudiés, deux groupes de sites - identifiés comme avec ou sans écrevisses A. pallipes sur la base de recensements effectués par l’ONEMA (2004 et 2011/2012) - ont été constitués (Tableau 4). Dans chacun des groupes a été intégré (dans la

Joëlle JANDRY

116

mesure des données à disposition) des sites de différents bassins versants, des points amont et aval pour prendre en compte la variation naturelle, et l’échantillonnage sur toutes les saisons pour intégrer les effets saisonniers. Au sein du groupe, les sites ne sont plus différenciés et constituent des observations représentées par quatre variables correspondant au quatre composantes générées par PARAFAC (nb. extraites à partir du même ensemble de jeu de site). Une analyse factorielle discriminante a alors été menée sur les deux groupes avec pour objectifs de trouver une fonction mathématique maximisant les différences entre les deux groupes définis à priori.

Tableau 4 : Présentation des deux groupes d’échantillons servant de base d’apprentissage

Ecrevisses

+ -

Nombre de site 4 6

Nom des sites T1, G1, G2, SN1 T2, SN2, Ve1, Ve2, Vi1, Vi2

Nombre d’échantillon par site 1 par mois sur 11 mois 1 par mois sur 11 mois

Nombre total des échantillons 44 66

Les données traitées par AFD doivent répondre à différents critères statistiques. Le test de Shapiro-Wilk a été calculé pour évaluer la normalité des données de chaque variable. Les valeurs de W sont de 0,95 - 0,97 - 0,96 - 0,39 pour les quatre variables avec une probabilité d’erreur p < 0,9%. Toutes les distributions de variables ne diffèrent pas significativement de la normale, ce qui constitue une situation idéale pour l'exécution d’une AFD. Il est important que les matrices de covariance soient homogènes mais différentes pour chaque groupe considéré. Cette règle est généralement en partie testé par le calcul de la Trace de Pillai (Quinn et Keough, 2002 ; Mondamert et al., 2010). La Trace teste l’hypothèse qu’au moins l'un des vecteurs des moyennes pour les différents groupes est différent de l’autre. C’est le cas avec le présent jeu de données avec une probabilité d’erreur p <0,01% pour une Trace de 0,265. D’autre part, les valeurs des deux tests de Box (par approximation du Khi2 et approximation du F de Fisher) permettent de confirmer que l'on ne peut pas faire l'hypothèse que les matrices de covariance sont identiques.

La qualité de la phase d’apprentissage a été évaluée par une approche de reclassement à postériori. A partir du modèle, chaque observation est reclassée dans le groupe pour lequel la probabilité d’appartenance est maximale. Ces probabilités sont des probabilités a posteriori

Joëlle JANDRY

117

qui prennent en compte les probabilités a priori par la formule de Bayes. Une confrontation est alors faite entre son affectation a priori et a postériori. Sur les 44 échantillons appartenant au groupe Ecrevisses +, 26 échantillons sont reclassés dans ce groupe et 18 sont classés dans le groupe Ecrevisses - ; soit 61,4% de reclassement correct. Sur les 66 échantillons appartenant au groupe Ecrevisses -, 49 échantillons sont reclassés dans ce groupe et 17 sont classés dans le groupe Ecrevisses + soit 74,2% de reclassement correct. Les raisons de ces mauvaises reclassement peuvent être soit que les valeurs mesurées sont anormales, soit qu’il manque de l'information (ie. les intensités de fluorescence ne sont pas une donnée suffisante) pour discriminer parfaitement les échantillons.

Le tracé de la courbe ROC a été effectué pour déterminer le niveau de performance d’un classificateur binaire ce qui est le cas avec le modèle de présence / absence des écrevisses. La courbe ROC correspond à la représentation graphique du couple (spécificité ; sensibilité) pour différentes valeurs seuil regardées comme discriminantes. La figure 11 représente la courbe ROC issue du modèle Ecrevisse. L’aire sous la courbe (AUC) correspond à la probabilité pour qu’un site Ecrevisse + soit classé comme ''+''. Ce modèle conduit à une aire AUC = 0,81 qui correspond à des modèles significativement discriminants (nb. pour un modèle idéal, AUC = 1).

Figure 11. Fonction d’efficacité du modèle binaire « Ecrevisse +/- » développé par AFD. (AUC = 0,81)

Joëlle JANDRY

118

La qualité globale de la phase d’apprentissage n’est pas parfaite mais apparait suffisamment efficace. Il est probable que la non idéalité du classificateur binaire provienne du recouvrement de situations pouvant être à la fois + ou – pour la présence d’écrevisses. Par exemple un fort événement pluvieux venant altérer temporairement la qualité du milieu auquel les écrevisses s’acclimatent.

3.2. Prédiction et confrontation aux données réelles

L’analyse discriminante décisionnelle est un prolongement de l’AFD, en ce sens qu’elle permet de prédire l’appartenance d’un nouvel échantillon à un des groupes. Cette propriété a été mise à profit pour définir un modèle capable de prédire la présence / absence sur la base de l’apprentissage précédemment effectué. Une AFD décisionnelle a tout d’abord été menée sur un site (La Rourie en amont) dont la présence d’A. pallipes est avérée et deux sites (La Rourie en aval et la Verdonnière 3) où l’espèce a disparu depuis plusieurs années (Campagne de mesure Onema) (Tableau 5). Le modèle calcule une prédiction pour chacun des échantillons de chaque site. Les prédictions sont présentées à la figure 12 sous forme de probabilité de présence ou absence.

Tableau 5 : Présentation du premier jeu d’échantillons mis à prédiction dans le modèle d’AFD décisionnelle

Ecrevisses

+ -

Nombre de site 1 2

Nom des sites R1 R2, Ve3

Nombre d’échantillon par site 1 par mois sur 11 mois 1 par mois sur 11 mois

Nombre total des échantillons 11 22

Joëlle JANDRY

119

Figure 12. Probabilités de présence ou d’absence des écrevisses données par le modèle de prédiction pour les sites : Rourie Amont (a), Rourie Aval (b) et Verdonnière 3 (c)

La prédiction effectuée sur le site de la Rourie en amont met en évidence une présence probable d’écrevisses régulièrement supérieure à 50%, alors que la prédiction effectuée sur le site de la Rourie aval conduit à une prédiction d’absence régulièrement supérieure à 50% (figure 12 a,b). Au regard des campagnes de recensements effectuées par l’ONEMA sur ses sites, seule la zone amont de la Rourie est peuplée d’A. pallipes comme tend à le retrouver le modèle. La modélisation met cependant en évidence que même sur un site de présence (la Rourie amont), certains mois de l’année peuvent présenter des conditions (au regard des données de fluorescence) non propice à la présence (eg. les mois de juillet, septembre et octobre). Il est supposé que l’organisme est capable ponctuellement de « survivre » à un milieu plus « hostile » (phénomène d’acclimatation) mais c’est probablement la durée et la répétition de ces périodes « hostiles » qui conduisent à sa disparition. Ainsi, pour le site de la Rourie aval (distant de seulement 2-3 km mais impacté par des pressions anthropiques), les probabilités de présence/absence sont proches de 50% (janvier à avril) mais sur l’ensemble des autres mois, la probabilité est nettement en faveur d’une absence. Par comparaison avec le site Rourie amont, il apparait que la zone aval est particulièrement sensible au cours de la période de mai à décembre.

Joëlle JANDRY

120

La prédiction effectuée sur le site de la Verdonnière 3 (Figure 12c) indique une très forte hostilité du milieu pour la présence d’A. pallipes par des probabilités d’absence proches de 100%. Ce résultat traduit une forte pression sur ce site qui correspond à un fossé drainant (alimentant un ruisseau propice à A. pallipes) auquel est connecté le rejet d’une ferme avicole (production de plusieurs centaines de pintade). En conséquence, le modèle semble également capable de mettre en évidence les zones de fortes pressions.

La même AFD décisionnelle a été menée sur un autre site (Le Magot, classé Natura 2000) dont la zone amont présentait jusqu’en 2009 une population d’A. pallipes (recensement de 2004 ; observation jusqu’en 2007 par les agents de l’ONEMA). L’espèce est en revanche absente depuis longtemps de la zone aval (Tableau 6). Les résultats des prédictions sont présentés à la figure 13.

Tableau 6 : Présentation du second jeu d’échantillons mis à prédiction dans le modèle d’AFD décisionnelle

Ecrevisses

+ -

Nombre de site - 2

Nom des sites M1, M2

Nombre d’échantillon par site - 1 par mois sur 11 mois

Nombre total des échantillons - 22

Figure 13. Probabilités de présence ou d’absence des écrevisses données par le modèle de prédiction pour les sites : Magot amont (a) et Magot aval (b)

La prédiction effectuée sur les sites du Magot amont et aval indique de fortes probabilités d’absence des écrevisses sur de nombreux mois consécutifs (Figure13 a,b). Elle est en accord avec les observations de terrain. Le modèle perçoit également que la zone amont est moins

Joëlle JANDRY

121

« hostile » que la zone aval avec pendant 4-5 mois des conditions propices à la présence (Pr> 50%). Ainsi, l’approche par AFD prédictive semble être capable d’appréhender la dégradation des sites.

La lecture graphique des prédictions sur un site amène une information intéressante en termes de management environnemental. Elle permet en effet de cibler les périodes « hostiles » pour les écrevisses. Cette connaissance pourrait être un outil d’aide à la mise en place de solutions de réduction des pressions ou de restauration du milieu. Sur les présents sites étudiés, il est à noter que ces périodes semblent différer suivant les bassins considérés mais se produisent au même moment sur une zone amont et aval. Ainsi la Rourie connait une période d’ « hostilité » de mai à décembre alors que le Magot connait une période d’ « hostilité » d’octobre à juin (Figure 13). Cette différence est vraisemblablement imputable aux caractéristiques et aux pressions de chaque bassin. La période d’hostilité observée l’été est généralement connue car elle correspond à une période « sèche » associée aux réchauffements néfastes des eaux pour cette espèce d’écrevisse (Reynolds, 1998). L’hostilité en période hivernale pourrait s’expliquer par des changements de qualité de l’eau liés aux lessivages des sols dans des bassins de petites tailles et donc très réactifs.

IV. Conclusion L’étude effectuée sur plusieurs ruisseaux de têtes de bassin révèle la matière organique comme un critère possible de discrimination des sites parmi tout un ensemble de paramètres physico-chimiques (pH, conductivité, anions, éléments majeurs). Notamment, l’étude des propriétés de fluorescence apporte à la fois des informations sur l’origine des sources composant la MO mais aussi de leur contribution quantitative. Il est également apparu que les intensités de fluorescence sont étroitement corrélées avec la teneur en MOD et la modélise dans ces variations. Les travaux menés sur la caractérisation de la matière organique mettent en évidence que l’analyse statistique des données de fluorescence est un outil prometteur pour l’indication de la présence/absence de l’écrevisse A. pallipes. Ainsi un modèle de prédiction de la présence/absence a été construit par AFD décisionnelle à partir de l’analyse factorielle parallèle (PARAFAC) des intensités de fluorescence de quatre fluorophores observés dans la matière organique. La validation de ce modèle a pu être faite par prédiction de la présence/absence pour des sites identifiés comme tels par des campagnes de recensement sur

Joëlle JANDRY

122

le terrain. Le modèle s’est révélé capable de mettre en évidence les zones et des périodes « hostiles » à la présence d’A. pallipes et par conséquent soumises à de fortes pressions. Ces premiers résultats dans le domaine ouvrent des perspectives quant à l’utilisation de modèles basés sur la matière organique à des fins soit de métrologie in-situ et non-invasive pour des espèces sensibles ou soit d’aide aux études d’ingénierie écologiques. Ceci notamment en raison des qualités actuelles de résolution, de rapidité d’acquisition, et de modularité des mesures de fluorescence.

V. Références A

Adams J., Pecor K., Moore P., (2009). Dissolved organic matter from elevated-CO2 detritus and its impact on the orientation of crayfish (Orconectes virilis) to a fish food source. Journal of the North American Benthological Society, 28 (3) : 638–648.

AFNOR, (1992, 2004). IBGN Indice Biologique Global Normalisé, (IBGN norme NF T90– 350).

Alberts J., and Takács M., (2004). Comparison of the natural fluorescence distribution among size fractions of terrestrial fulvic and humic acids and aquatic natural organic matter. Original Research Article, Organic Geochemistry, 35 (10) : 141–1149.

B

Baker A., Tipping E., Thacker S., Gondar D., (2008). Relating dissolved organic matter fluorescence and functional properties. Chemosphere, 73 : 1765–1772.

Bieroza M., Baker A., Bridgeman J., (2009). Relating freshwater organic matter fluorescence to organic carbon removal efficiency in drinking water treatment. The Science of the total environment, 407: 1765-1774.

Bieroza M., Baker A., Bridgeman J., (2012). Exploratory analysis of excitation-emission matrix fluorescence spectra with self-organizing maps – A tutorial. Education for Chemical Engineers, 7 (1) : 22–31.

Bro R. and Vidal M. (2011). EEMizer : Automated modeling of fluorescence EEM data. Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems, 106 86-92.

Brooks P. and Lemon M. (2007). Spatial variability in dissolved organic matter and inorganic nitrogen concentrations in a semiarid stream, San Pedro River, Arizona. Journal of Geophysical Research, 112 : G03S05.

C

Coble P., (1996). Characterization of marine and terrestrial DOM in seawater using excitation-emission matrix spectroscopy. Marine chemistry, 51 : 325–342.

Joëlle JANDRY

123

Convention de Berne du 19 septembre (1979). Décision 82/72/CEE du Conseil, du 3 décembre 1981, concernant la conclusion de la convention relative à la conservation de la vie sauvage et du milieu naturel de l'Europe (Convention de Berne). Journal Officiel JO, L 38 du 10.02.1982.

Cumberland S. and Baker A., (2007). The freshwater dissolved organic matter fluorescence- total organic carbon relationship. Hydrological Processes, 21 (16) : 2093–2099.

Chen H. and Zheng B., (2012). Characterizing natural dissolved organic matter in a freshly submerged catchment (Three Gorges Dam, China) using UV absorption, fluorescence spectroscopy and PARAFAC. Water science and technology. International Association on Water Pollution Research, 65 : 962–969.

Colin A., Markagera S., Bro R., (2003). Tracing dissolved organic matter in aquatic environments using a new approach to fluorescence spectroscopy. Marine Chemistry, 82 (3–4) : 239–254.

Cory R. and McKnight D., (2005). Fluorescence Spectroscopy Reveals Ubiquitous Presence of Oxidized and Reduced Quinones in Dissolved Organic Matter. Environmental Science and Technology, 39 (21) : 8142–8149.

D

DCE (2000), Directive 2000/60/CE du parlement Européen et du Conseil établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau. Journal Official des communautés européennes, du 22/12/2000, L327-1 à L372-72.

Dehus P., Bohl E., Oitdmann B., Keller K., Lechleiter S., Phillipson S., (1999). German conservation strategies for native crayfish species with regard to alien species Gherardi F., Holdich D. (Eds.), Crayfish in Europe as Alien Species: How to Make the Best of a Bad Situation? Crustacean Issues, A.A. Balkema, Rotterdam, 11 : 149–160.

Diéguez-Uribeondo J., (2006). The dispersion of the Aphanomysec Astaci-carrier Pacifastacus Leniusculus by humans represents the main cause of disappearance of the indigenous crayfish Autropotamobius pallipes in Navarra. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 380-381 : 1303–1312. F

Füreder L., Gherardi F., Holdich D., Reynolds J., Sibley P., Souty-Grosset C., (2010). Austropotamobius pallipes. In : IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.

G

Joëlle JANDRY

124

Grandjean F., Jandry J., Bardon E., Coignet A., Trouilhé M.- C., Parinet B., Souty-Grosset C., Brulin M., (2011). Use of Ephemeroptera as bioindicators of the occurrence of whiteclawed crayfish (Austropotamobius pallipes). Hydrobiologia, 671 (1) : 253–258.

Groombridge B., (1993). IUCN Red list of threatened animals. IUCN, Gland Switzerland and Cambrigde, UK, : 286.

H

Holdich D., Peay M., Foster J., Hiley P., Brickland D., (2006). Studies on the white-clawed crayfish (Austropotamobius pallipes) associated with muddy habitats. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture : 1055.

Hudson N., Baker A., Reynolds D., (2007). Fluorescence analysis of dissolved organic matter in natural, waste and polluted water-a review. River research and Application, 23 (6) : 631–649.

Hur J. and Cho J., (2012). Prediction of BOD,COD, and Total Nitrogen Concentrations in a Typical Urban River Using a Fluorescence Excitation-Emission Matrix with PARAFAC and UV absorption Indices Sensor. 12 : 972–986.

I

Ishii S. and Boyer T., (2012). Behavior of reoccurring PARAFAC components in fluorescent dissolved organic matter in natural and engineered systems: a critical review. Environmental Science and Technology, 46 (4) : 2006–2017. J

James J. and Monika T., (2004). Comparison of the natural fluorescence distribution among size fractions of terrestrial fulvic and humic acids and aquatic natural organis matter. Organic Geochemistry, 35 (10) : 1141–1149.

Johnson M., Couto E, Abdo M., Lehmann J., (2011). Fluorescence index as an indicator of dissolved organic carbon quality in hydrologic flowpaths of forested tropical watersheds. Biogeochemistry, 105 : 149–157.

K

Kothawala D., Wachenfeldt E., Koehler B., Tranvik L., (2012). Selective loss and preservation of lake water dissolved organic matter fluorescence during long-term dark incubations. Science of The Total Environment, 433 : 238.

L

Labanowski J., (2004). Matière organique naturelle et anthropique : vers une meilleure compréhension de sa réactivité et de sa caractérisation. Université de limoges, France.

Larsen L., Aiken G., Harvey J., Noe G., Crimaldi J., (2010) Using fluorescence spectroscopy to trace seasonal DOM dynamics, disturbance effects, and hydrologic transport in the Florida Everglades. Journal of Gophysical Research, 115 : 14.

Joëlle JANDRY

125

Lodge D. and Hill A., (1994). Factors governing species composition, population size and productivity of cool-water crayfishes. Nordic Journal of Freshwater Research, 69 : 111- 36.

Luciani X., Mounier S., Paraquetti H., Redon R., Lucas Y., Bois A., Lacerda L., Raynaud M., Ripert M., (2008). Tracing of dissolved organic matter from the SEPETIBA Bay (Brazil) by PARAFAC analysis of total luminescence matrices. Marine Environmental Research, 65 (2) : 148–157.

Luciani X., Mounier S., Redon R., Bois A., (2009). A simple correction method of inner filter effects affecting FEEM and its application to the PARAFAC decomposition. Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems, 96 (2) : 227–238.

M

Matilainena A., Gjessingc E., Lahtinend T., Hede L., Bhatnagarf A., Sillanpääa M., (2011). An overview of the methods used in the characterization of natural organic matter in relation to drinking water treatment. Chemosphere, 83 (11) : 1431–1442.

McKnight D., Boyer E., Westerhoff P., Doran P., Kulbe T., Dale T., (2001). Andersen Limonology and Oceanography, 46 (1) : 38–48.

Mondamert L., Labanowski J., N’Goye F., Talbot H., Croué J.P., (2010). High pressure membrane foulants of seawater, brackish water and river water: origin assessed by sugar and bacteriohopanepolyol signatures. Biofouling: The Journal of Bioadhesion and Biofilm Research, 27 (1) : 21–32. O

Ohno T., (2002). Fluorescence Inner-Filtering Correction for Determining the Humification Index of Dissolved Organic Matter. Environmental Sciences Technology, 36 (4) : 742– 746.

P

Paul D. and Michelle M., (2007). Spatial variability in dissolved organic matter and inorganic nitrogen concentrations in a semiarid stream, San Pedro River, Arizona. Journal of Geophysical Research, 112 : 119.

Pfifer A., Miskin D., Cousins S., Fairey J., (2010). Rasmus Bro and Maider Vidal 2011).EEMizer : Automated modeling of fluorescence EEM data. Chemometric and intelligent laboratory system. Journal of chromatography A, 106: 86–92.

Q

Quinn G. and Keough M., (2002). Experimental design and data analysis for biologist. Cambridge University Press, Cambridge, UK.

Joëlle JANDRY

126

R

Reynolds J., (1997). The present status of freshwater crayfish in Ireland. Bulletin Français de la Pêche et de la Pisciculture, 347 : 693–700.

Reynolds J., (1998). Ireland’s freshwaters. Dublin : Marine Institute.

Reynolds J. and Souty-Grosset C., (2012). Manage of Freshwater Biodiversity : Crayfish as Bioindicators. Cambridge University Press, Cambridge, UK.

S

Senesi N., Miano T., Brunetti G., (1996). Humic-like substances in organic amendments and effects on native soil humic substances. In : Humic substances in terrestrial ecosystem. Piccolo A. (Ed), Elsevier, Amsterdam : 532–533.

Souty-Grosset C. and Reynolds J., (2009). Current ideas on methodological approaches in European crayfish conservation and restocking procedures Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems, 394-395 : 01–11.

Souty-Grosset C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P., (2006). Crayfish conservation and management. In Souty-Grosset, C., Holdich D., Noël P., Reynolds J., Haffner P. (eds). Atlas of Crayfish in Europe. MNHN, Paris (Patrimoines naturels, 64) : 187. Stedmon C. and Markager S., (2003). Behavior of the optical properties of coloured dissolved organic matter under conservative mixing. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 57 (5–6) : 973–979.

Stedmon C. and Bro R., (2008). Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis – A tutorial. Limnology and Oceanography: Methods, 6 : 572– 579.

Stedmon C. and Markager S., (2005). Tracing the production and degradation of autochthonous fractions of dissolved organic matter by fluorescence analysis. Limnology and Oceanography, 50 : 1415–1426.

T

Tachet H., Richoux P., Bournaud M., Usseglio-Polatera P., (2010). Invertébrés d'eau douce systématique, biologie, écologie. Parution.

Taugbol T., Skurdal J., Hastein T., (1992). Crayfish plague and management strategies in Norway. Biological Conservation, 63 : 75-82.

Trouilhé, M.-C., (2006). Etude biotique et abiotique de l’habitat préférentiel de l’écrevisse à pattes blanches (Austropotamobius pallipes) dans l’ouest de la France. Thèse de Doctorat, l’Université de Poitiers

Trouilhé M.-.C., Freyssinel G., Jandry J., Brulin M., Parinet B., Souty-Grosset C., Grandjean F., (2012). The relationship between Ephemeroptera and presence of the white-clawed

Joëlle JANDRY

127

crayfish (Austropotamobius pallipes). Case study in the Poitou–Charentes region (France). Hydrobiologie, 179 : 293.

W

Wickland K., Neff J., Aiken G., (2007). Dissolved Organic Carbonin Alaskan Boreal Forest: Sources, Chemical Characteristics, and Biodegradability. Ecosystems, 10 : 1323–1340.

Z

Zsolnay A., Baigar E., Jimenez M., Steinweg B., Saccomandi F., (1999). Differentiating with fluorescence spectroscopy the sources of dissolved organic matter in soils subjected to drying . Chemosphere, 38 (1) : 45–50.

Joëlle JANDRY

128

Conclusion

Pour faire face à la disparition de l’écrevisse à pattes blanches A. pallipes, plusieurs programmes de préservation et/ou de réintroduction ont été lancés au niveau européen. L’ensemble de ce travail a porté sur la recherche d’indicateurs de la qualité du milieu permettant de caractériser un site propice à A. pallipes. Concernant la recherche d’indicateurs biologiques, celles-ci se sont concentrées sur les communautés d’éphémèroptères et notemment la présence d’èspèces de Leptophlebiidae en lien avec la présence ou non d’A. pallipes. Au niveau des indicateurs chimiques, les recherches se sont portées sur les propriétés de fluorescence de la matière organique dissoute pour construire un modèle mathématique de prédiction de la probabilité de présence ou d’absence d’A. pallipes dans les cours d’eaux.

Les éphémères comme bioindicateurs de présence d’A. pallipes Un panel de trente-six sites situés en tête de bassin hydrographique, répondants aux critères d’exigence de l’habitat physique des écrevisses à pattes blanches a été choisi pour leur compatibilité : substrat de type pierres/galets, rives en grande partie boisées pour avoir un minimum d’ombrage. Pour chaque site, des campagnes de recensement de l’ONEMA ont permis d’établir la présence ou non d’A. pallipes et le présent travail a consisté à collecter et identifier les larves aquatiques d’éphéméroptères selon un protocole de prélèvement IBGN (Indice Biologique Global Normalisé). Les observations montrent la présence de douze espèces différentes d’éphéméroptères appartenant à cinq familles : Ephemerellidae, Ephemeridae, Baetidae, Heptageniidae et Leptophlebiidae. La famille des Baetidae a été trouvée sur 34 des 36 sites échantillonnés. Les sites où A. pallipes est présente ont tous montrés la présence d’au moins une de ces trois espèces : Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta et Paraleptophlebia submarginata. De plus, la richesse spécifique des espèces d’éphémères est en moyenne de 5,94 espèces pour les sites où A. pallipes est présente et de 3,05 pour les sites où elle est absente. Toutes ces observations suggèrent une corrélation entre les communautés d’éphémères et d’A. pallipes sur un même site. Nos résultats mettent plus particulièrement en évidence la présence de certains éphémères (Habroleptoïdes confusa, Habrophlebia fusca, Habrophlebia lauta et Paraleptophlebia submarginata) qui pourraient servir de bioindicateurs de présence d’A. pallipes. Ainsi sur 16 sites avec A. pallipes, 13 ont montrés la présence de l’espèce Habrophlebia lauta, 9 ont vu l’espèce Paraleptophlebia submarginata et 5 sites ont vu les 2

Joëlle JANDRY

129

espèces en même temps. Sur l’ensemble des 16 points, au moins une des deux espèces a été recensée. Ainsi, il est considéré qu’il faut la présence d’au moins une de ces deux espèces pour confirmer la présence d’A.pallipes.

L’étude menée au chapitre 3 a clairement montré que la présence des écrevisses à pattes blanches (A. pallipes) se limitait aux cours d’eau localisés en tête de bassin. Certains de ces sites ont fait l’objet d’une étude plus approfondie, notamment au travers de l’analyse de leurs indices IBGN. Les résultats ont montré que les sites avec A. pallipes avaient des notes IBGN comprises entre 12 (qualité acceptable) et 16 (bonne qualité) et pour les sites sans A. pallipes, 4 (mauvaise qualité) < IBGN < 15 (bonne qualité). L’approche par l’indice IBGN est intéressante car elle révèle que les écrevisses à pattes blanches A. pallipes n’ont pas nécessairement besoin d’une eau de très bonne qualité biologique pour vivre (IBGN = 12). Néanmoins, cet indicateur reste peu précis car il est possible d’obtenir une même note avec des peuplements différents ce qui limite son utilisation pour la sélection de sites pour des tentatives de repeuplement par A. pallipes. Une étude des données physico-chimiques des eaux des cours d’eau étudiés fait ressortir que les valeurs moyennes de COT et de TSS sont généralement plus élevées pour les sites où A. pallipes est absente ; mais, tout comme pour le paramètre IBGN, les fourchettes de données obtenues se superposent. Aussi, il a été procédé à une analyse des correspondances pour prendre en compte les données - physico-chimiques (COT, UV, Turbidité, TSS, Ca, Conductivité, NO3 , O2), les données sur les éphémères et la présence/absence d’A. pallipes. Cette analyse fait ressortir une bonne corrélation entre : - Leptophlebidae (famille d’éphémère retrouvée sur les sites où A. pallipes est présente, sensible à la pollution organique et sensible aux faibles taux

d’O2 dissous), O2 dissous et présence d’A. pallipes - Baetidae (famille d’éphémère retrouvée sur les sites où A. pallipes est absente, tolérant à la pollution organique et peu sensible aux faibles taux

d’O2 dissous), COT et absence d’A. pallipes En conclusion, la combinaison de paramètres physico-chimiques et biologiques permet de mieux conclure sur le repeuplement éventuel d’un cours d’eau par A. pallipes.

Joëlle JANDRY

130

Utilisation des éphéméroptères comme indicateur pour le repeuplement Les précédentes conclusions ont été mises en pratique pour des tentatives de repeuplement d’A. pallipes sur quatre sites pré-sélectionnés pour leurs caractéristiques physiques, chimiques et leurs communautés d’éphéméroptères. L'objectif était de valider l’usage de ces communautés d’éphéméroptères comme bioindicateurs pour sélectionner les ruisseaux propices à un repeuplement. Les repeuplements ont été réalisés en 2009 et contrôlés en 2010 et 2012. Les résultats montrent que les repeuplements ont réussi sur trois des ruisseaux présentant une richesse élevée d’éphéméroptères de type Leptophlebiidae (Habrophlebia Lauta et Paraleptophlebia submarginata). Aucune écrevisse n’a été observée sur le quatrième ruisseau dépourvu de leptophlebiidae. La MOD comme potentiel indicateur de sites propices à A. pallipes En raison de la complexité de l’échantillonnage et de l’identification des indicateurs biologiques, la recherche d’indicateurs chimiques - capables de préjuger du potentiel de repeuplement d’un site – s’avère pertinente. Notre choix s’est porté sur la matière organique dissoute qui peut être considérée comme un indicateur des conditions écologiques et environnementales d’une zone donnée. Ses propriétés de fluorescence apportent à la fois des informations sur l’origine des sources composant la MO et leur contribution quantitative. L’étude des paramètres physico-chimiques des eaux de sept sites avec et sans écrevisses a en effet confirmé un lien entre des paramètres d’analyse de la matière organique (NPOC,

Absorbance UV254nm, intensité de fluorescence) et la présence/absence de A. pallipes. Notamment, l’analyse statistique des données de fluorescence se révèle être un outil prometteur pour l’indication de sites propices ou non à la présence A. Pallipes. En effet, un modèle de prédiction de la présence/absence a pu être construit par AFD décisionnelle à partir de l’analyse factorielle parallèle (PARAFAC) des intensités de fluorescence de quatre fluorophores observés dans la matière organique. Le modèle apparait capable de mettre en évidence les zones ainsi que les périodes « hostiles » à la présence d’A. Pallipes et par conséquent soumises à de fortes pressions. Cependant, il convient de garder à l’esprit que le modèle a été bâti sur les données de ruisseaux de têtes de bassin en région Deux–Sèvres et n’a pas pu être testé sur un autre territoire géographique. Il est vraisemblable que sa transposition à d’autres territoires soit rendue difficile par les différences de conditions environnementales, ce qu’il serait intéressant d’étudier. Néanmoins, cette approche ouvre des perspectives dans

Joëlle JANDRY

131

l’aide aux études d’ingénierie écologique et de repeuplement de cette espèce d’autant que cette méthode non-invasive peut être appliquée in-situ.

Joëlle JANDRY