UNIVERSITÉ LIBRE DE BRUXELLES
FACULTÉ DES SCIENCES Département de Biologie des Organismes Service de Systématique et d’Écologie animales
Avenue F.D. Roosevelt, 50 (CP 160/13) B- 1050 - Bruxelles
Typologie et qualité biologique du réseau hydrographique de Wallonie basées sur les
assemblages des macroinvertébrés
Thèse présentée en vue de l’obtention du grade de Docteur en sciences
Jean-Pierre VANDEN BOSSCHE Licencié en Sciences zoologiques
Diplômé d’études approfondies en sciences Promoteur : Prof. Guy JOSENS
Septembre 2005
VANDEN BOSSCHE, Jean-Pierre, 2005. Typologie et qualité biologique du réseau hydrographique de Wallonie basées sur les assemblages des macroinvertébrés. Thèse de doctorat en sciences. Université Libre de Bruxelles, Faculté des Sciences, Département de Biologie des Organismes. B- 1050 – Bruxelles. Septembre 2005. 263 pages.
Adresse pour la correspondance : jevdboss@ulb.ac.be
Thèse présentée en vue de l’obtention du grade de Docteur en sciences par Jean-Pierre VANDEN BOSSCHE,
Licencié en Sciences zoologiques,
Diplômé d’études approfondies en sciences.
Membres du jury :
Promoteur : Prof. Guy JOSENS, Université Libre de Bruxelles, Prof. Philippe USSEGLIO-POLATERA, Université de Metz, Prof. Guy HOUVENAGHEL, Université Libre de Bruxelles, Prof. Yves ROISIN, Université Libre de Bruxelles,
Prof. Pierre SERVAIS, Université Libre de Bruxelles.
12 Septembre 2005
Ce travail a été financé par le Ministère de la Région wallonne et réalisé par l’auteur, attaché scientifique, au Centre de Recherche de la Nature, des Forêts et du Bois. Origine de l’information:
MRW-DGRNE-CRNFB
© 2005 Jean-Pierre VANDEN BOSSCHE - MRW Tous droits réservés – All Rights Reserved
Eppur’, si mueve !
Galileo Galilei, 1564-1642
A Louise, A Luc, A Pierre, A Louis.
RESUME
Typologie des cours d’eau en Wallonie et caractérisation par la faune invertébrée
Vingt-cinq types de cours d’eau ont été définis en Wallonie d’après les termes de la Directive Cadre pour l’Eau en tenant compte des facteurs obligatoires et optionnels rassemblés sous trois critères : la taille (du « ruisseau » à la « très grande rivière »), la pente (faible, moyenne et forte), et cinq régions naturelles (la région limoneuse, le Condroz, la Famenne, l’Ardenne et la Lorraine belge, résumant les facteurs obligatoires altitude, latitude, longitude et géologie). Une approche par analyses multivariées appliquées à un grand nombre d’échantillons (listes taxonomiques) a permis de définir de façon plus précise certains types de rivières et de distinguer sept groupes typologiques montrant des assemblages faunistiques similaires.
Conditions de référence types et définition de l’état écologique des rivières en Wallonie à l’aide de métriques biocénotiques basées sur les invertébrés
Les listes faunistiques et les valeurs métriques de l’IBGN (Indice biologique global normalisé) issues du réseau d’évaluation de la qualité biologique en Wallonie ont été utilisées pour discriminer les types de rivières et pour définir les sites de référence, les conditions de référence et les limites des classes des états écologiques. Au sud du sillon Sambre et Meuse, impliquant quatre groupes typologiques de rivières, les valeurs de référence et la définition des états écologiques ont été basées et calculées sur un réseau de référence de sites de très bon état. Les « valeurs de conditions de référence » ont été définies par les médianes des métriques des sites de « très bon état ». Lorsque aucun site de très bon état n’était disponible, c’est-à-dire pour les groupes typologiques au nord du sillon Sambre et Meuse et pour la Meuse et la Sambre, les conditions de référence (ou le « potentiel écologique maximal ») et les limites de classes ont été basées sur des coefficients appliqués aux sites de « bon état » et sur jugement d’expert.
Exercice pilote d’inter-étalonnage
Cinquante échantillons ont été sélectionnés parmi les rivières du type d’inter-étalonnage européen R- C3 (petite taille, altitude moyenne, substrat siliceux) en Wallonie (correspondant aux « ruisseaux ardennais ») dans toute la gamme de qualités écologiques, du « très bon » au « mauvais » état. Chaque métrique de l’indice « Intercalibration Common Metrics » (ICM) a été comparée (par régression linéaire et polynomiale) aux valeurs de l’IBGN. La plus forte corrélation a été établie avec l’indice synthétique de l’ICM dont le R² très élevé (0,95) permet un inter-étalonnage précis et fiable. A un EQR (Equivalent Quality Ratio) de l’IBGN = 1 correspond un indice ICM très proche (= 1,004). En conséquence, la métrique « cote de l’IBGN » est proposée comme métrique pour l’évaluation de l’état écologique de la faune invertébrée en Wallonie.
Espèces exotiques et invasives
L’ouverture récente du canal à grand gabarit Main – Danube en 1992 et la navigation qui en résulte a permis à plusieurs espèces de macroinvertébrés ponto-caspiennes d’envahir successivement les bassins du Rhin et de la Meuse. De 1998 à 2000, le réseau de mesure a enregistré quatre nouvelles espèces exotiques dans la Meuse en Belgique : une polychète (Hypania invalida) et trois crustacés (Hemimysis anomala, Dikerogammarus villosus, D. haemobaphes). Peu avant, en 1995, le bivalve asiatique Corbicula fluminea et l’amphipode nord-américain Crangonyx pseudogracilis ont également été enregistrés pour la première fois. La dynamique des invasions a été étudiée et discutée.
L’état biologique actuel (2000-2002) des masses d’eaux de surface en Wallonie et l’évolution des états biologiques sur une décennie (1990-2002) figurent dans l’étude et sont discutés. Une amélioration globale de la qualité de 6 % est enregistrée pour cette période. L’amélioration de la qualité se manifeste principalement pour les états « mauvais » et « médiocre » s’élevant à l’état
« moyen ».
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ABSTRACT
Typology and biological quality of the hydrographic network of Wallonia (Belgium) based on macroinvertebrate assemblages
Jean-Pierre Vanden Bossche, 2005
River typology in Wallonia and invertebrate fauna characterization.
Twenty-five river-types in Wallonia were defined according to the Water Framework Directive taking into account obligatory and optional factors gathered in three criteria: the size (from “brook” to “very large river”), the slope (gentle, medium and strong) and five natural regions (Loess, Condroz, Famenne, Arden and Jurassic summarising the obligatory altitude, latitude, longitude and geology factors). A multivariate approach applied to a large amount of samples (i.e. taxa lists) led to give a more accurate definition of some river-types and to discriminate seven river-type groups exhibiting similar faunal assemblages.
Type-specific reference conditions and ecological status definition of rivers in Wallonia using invertebrate biocenotic metrics
Faunal lists and IBGN (i.e. "Standardized Global Biological Index IBGN") metric values, evolving from the biological quality assessment network in Wallonia, were used to discriminate the river types and to define the reference sites, the reference conditions and the status class limits. South of the axis made by the Sambre & Meuse Rivers, involving four river-type groups, reference values and ecological status definition were based and calculated on a reference network of sites of high status.
The "reference condition values” were defined as the median values of the metrics in all “high status”
sites. Where no site of high status was available, i.e. in the others river-type groups north of the same axis and in the Rivers Sambre & Meuse themselves, reference conditions (or maximum ecological potential) and class limits were based on coefficients applied to “good status” sites and on expert judgement.
Intercalibration pilot exercise
Fifty samples were selected from R-C3 rivers (i.e. small, mid-altitude, siliceous) in Wallonia (corresponding to the “Arden’s brooks”) showing the widest range of ecological quality from high to bad status. Each Intercalibration Common Metric (ICM) was compared (linear and polynomial regression) to IBGN scores. The highest correlation was found with the synthetic ICM index, whose high R² (0.95) allows accurate and reliable intercalibration. To IBGN EQR (i.e. Equivalent Quality Ratio) = 1 corresponds a very close ICM index value (= 1.004). Consequently, the metric IBGN score is being proposed to act as the metric for the assessment of the invertebrate fauna ecological status in Wallonia, Belgium.
Exotic and invasive species
The recent opening of the canal Danube – Main in 1992 and the subsequent navigation allowed several Ponto-Caspian macroinvertebrate species to invade successively the Rhine and the River Meuse basins. From 1998 to 2000, the monitoring network recorded four new alien species in the River Meuse in Belgium: one Polychaeta (Hypania invalida) and three Crustacea (Hemimysis anomala, Dikerogammarus villosus, D. haemobaphes). Earlier, in 1995, the Asian Bivalvia Corbicula fluminea and the North American Amphipod Crangonyx pseudogracilis were also recorded for the first time. The invasions’ dynamics were studied and discussed.
Present biological status (2000-2002) of surface water-bodies in Wallonia and biological status evolution over a one-decade period (1990-2002) is included and discussed in the study.
A global quality improvement of 6 % is recorded for the period. Quality improvement concerns mainly the “bad” and “poor” status raising up to “moderate” status.
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TABLE DES MATIERES
RESUME... iv
ABSTRACT ... v
TABLE DES MATIERES... vi
PREFACE ET REMERCIEMENTS...viii
I. INTRODUCTION GENERALE ... 1
1. Principes généraux de l’évaluation biologique des cours d’eau ...1
2. L’évolution des indices biocénotiques basés sur les macroinvertébrés (1964-2004) ...4
3. Indices biocénotiques basés sur les macroinvertébrés et origine du réseau de surveillance des eaux de surface en Belgique, en Flandres et en Wallonie ...5
4. Indices biocénotiques basés sur les macroinvertébrés appliqués à des fins de gestion dans les régions et pays limitrophes et dans les pays de l’Union Européenne...7
5. La Directive Cadre pour l’Eau ...9
II. OBJECTIFS ... 12
III. MATERIELS ET METHODES... 13
1. Méthodologie des prélèvements ...13
2. Réseaux de mesure de la qualité biologique des cours d’eau en Wallonie...14
3. Déterminations et listes taxonomiques ...15
4. Nombre de relevés ...16
5. Typologie géographique des masses d’eau en Région wallonne...17
Les Districts hydrographiques internationaux et leurs sous-bassins en Région wallonne...17
Typologie géographique des masses d’eau ...17
Délimitation des masses d’eau de surface « rivières » ...20
6. Caractérisation typologique faunistique, conditions de référence et états écologiques.20 7. Inter étalonnage européen ...21
IV. RESULTATS ... 23
1. Caractérisation typologique, états écologiques et conditions de référence des cours d’eau basées sur les assemblages faunistiques ...23
2. Inter-étalonnage européen...27
3. Les états de la qualité biologique et de la biodiversité faunistique des cours d’eau de Wallonie, de 1989 à 2002 basés sur l’indice biologique IBGN ...28
Qualité biologique actuelle (2000 – 2002) des masses d’eau selon les critères de la Directive Cadre pour l’Eau ...28
Qualité biologique des cours d’eau de Wallonie de 1990 à 2002 ...34
Qualité biologique actuelle (2000 – 2002) des cours d’eau ...35
Évolution de la qualité biologique des cours d’eau de Wallonie de 1990 à 2002...36
4. Les nouvelles espèces invasives de la Meuse...38
5. Études d’impacts de pollutions industrielles accidentelles et de pollutions domestiques chroniques ...40
V. DISCUSSION... 41
1. Validité actuelle de l’IBGN pour l’évaluation biologique ...41
2. Indices multimétriques et Directive Cadre pour l’Eau ...42
3. Niveau de détermination ...44
4. Caractérisation typologique et états écologiques...45
5. Définition des états écologiques par masse d’eau ...46
6. Espèces invasives...47
VII. CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES ... 49
VIII. REFERENCES ... 52
IX. ARTICLES... 60
Article 1 Assessment and classification of rivers in Belgium ...63
Article 2 Méthodologie des prélèvements ...83
Article 3 Characterization, ecological status and type-specific reference conditions...119
Article 4 High status definition and intercalibration pilot exercise in Wallonia ...143
Article 5 First record of the Pontocaspian invader Hypania invalida ...155
Article 6 Five new (1995-2000) alien species in the River Meuse...161
Article 7 Native and exotic Amphipoda and other Peracarida in the River Meuse...169
Article 8 Reconstitution biologique d'une rivière ardennaise...195
X. ANNEXES... 219
Annexe 1 Tableaux des résultats IBGN de 354 stations : 1990 – 2002...221
Annexe 2 Liste des publications et rapports principaux ...233
Annexe 3 Drague ...237
Annexe 4 Photographies ...239
Annexe 5 Carte de la qualité biologique des eaux de surface de Wallonie : 1986-1992.243 Annexe 6 Carte de la qualité biologique des cours d'eau de Wallonie : 1990-1996 ...245
Annexe 7 Carte de la qualité biologique des cours d’eau de Wallonie : 1996-1999...247
Annexe 8 Carte de la qualité biologique des cours d’eau de Wallonie : 2000-2002...249
Annexe 9 Carte de l’évolution de la qualité biologique de 1990 à 2002...251
XI. ABREVIATIONS ... 253
PREFACE ET REMERCIEMENTS
Quinze années après le début de mon immersion dans les disciplines les plus variées relatives à l’écologie des eaux douces européennes, évoluant sans cesse de la gestion administrative aux approches scientifiques, voici que se présente enfin l’occasion d’assembler la majeure partie scientifique de ce travail en un ensemble cohérent, en une thèse de doctorat.
De nombreuses personnes ont rendu la concrétisation de cette thèse possible.
Je souhaite tout d’abord – et chronologiquement – remercier les personnes qui m’ont permis de développer une approche scientifique parallèlement à la gestion administrative et encouragé dans cette voie : Monsieur Paul VAN DAMME, actuellement Directeur à la Division de la Police de l’Environnement (DPE), m’a accepté dans son service en 1989 et a initié le projet en me confiant la tâche de développer un réseau « indices biotiques » et Monsieur Serge GODFROID, Inspecteur général de la DPE ; Messieurs Claude DELBEUCK, Directeur général de la DGRNE, André LECLERCQ, Inspecteur général scientifique et Pierre GERARD, Directeur scientifique, qui, en 1997, ont permis mon transfert et m’ont accepté au
« Centre de Recherche de la Nature, des Forêts et du Bois » (CRNFB). Dès lors, l’activité scientifique devint de fait une partie intégrante des activités de service, … et les macroinvertébrés revinrent dans la section « hydrobiologie » du CRNFB, descendant régional de la « Station de Recherches des Eaux et Forêts à Groenendael », après une absence de quelques décennies. Rendons, au passage, hommage à Marcel HUET, pionnier de l’hydrobiologie en Belgique.
Je tiens également à remercier vivement le Professeur Guy JOSENS, promoteur de la thèse, pour ses précieux conseils, pour la relecture finale du manuscrit et la qualité des remarques et corrections ayant permis de substantielles améliorations. Grand merci également à mon Comité d’accompagnement, les Professeurs Chantal DE RIDDER et Guy HOUVENAGHEL, pour leurs conseils et encouragements.
Ma thèse doit énormément – son article faîtier - à la collaboration du Docteur Philippe USSEGLIO-POLATERA, Laboratoire de Démoécologie, Université de Metz, qui m’a initié, avec beaucoup de patience, aux analyses multivariées et a étroitement contribué au traitement des résultats et à notre publication commune. Je l’en remercie chaleureusement. Que Mme Virginie ARCHAIMBAULT et M. Jean-Nicolas BEISEL trouvent ici également l’expression de ma reconnaissance pour leur accueil et leur collaboration.
Merci aux équipes de prélèvement de l’ULB, MM. Roger CAMMAERTS, Frédéric CHEROT, Sébastien RICHEZ, Etienne DELOOZ et Frédéric GRISEZ pour leur dynamisme dans leurs activités ayant contribué à la collecte des données et à Eddy TERWINGHE pour le scannage de plusieurs documents qui ont ainsi pu être intégrés à la thèse.
Il m’est agréable de remercier chaleureusement mes collègues du CRNFB et en particulier M. Benoît MANET pour son long et précieux support informatique, M. Thierry DEMOL pour de nombreuses infographies de cartes, Mmes Michèle MARCHAL, Sabine BERTOUILLE et M. Dominique JACQUES, pour leurs conseils et encouragements, Mmes Marguerite BURNOTTE et Maryse PASSANI pour de multiples aides de bureau et M. Théo DOIGNIES pour le support technique d’atelier et de terrain.
MM. Dominique WYLOCK (Division de l’Eau) et Yves MARNEFFE (Observatoire des Eaux de Surface) ont également contribué au travail par leur agréable accueil et par la transmission d’informations indispensables à la réalisation de l’étude, en particulier des données relatives à la physico-chimie des eaux et à la Directive Cadre pour l’Eau. Je les en remercie ici.
Merci à MM. Jean-Luc LEJEUNE et Philippe ROMEDENNE (Institut wallon asbl, ICEDD asbl) pour la haute qualité graphique et la précision des cartes de résultats (annexes 5, 6, 7 et 9) qu’ils ont générées.
Merci à la Cellule État de l’Environnement wallon (Mme Marie-Céline GODIN, MM.
Vincent BRAHY et François KAYITAKIRE) pour l’infographie de la carte 2000-2002 et à Mme Catherine RAMELOT (MET-SETHY) pour les informations sur les canaux européens.
Je souhaite également exprimer ma gratitude à Messieurs les membres du jury, qui ont accepté de consacrer leur temps à l’analyse de ce volumineux manuscrit, en période de congés académiques et dans un délai très court.
Le travail présenté dans cette thèse peut être considéré comme un « état de l’art » de notre recherche en juillet 2005. Il n’est pas terminé. Il se poursuit …comme toutes les études écologiques.
I. INTRODUCTION GENERALE
1. Principes généraux de l’évaluation biologique des cours d’eau
L’eau douce en Région wallonne
La Région wallonne dispose d’un apport en eau douce renouvelable estimé à 13.109 m³ par an, provenant essentiellement des précipitations (8,5.109 m³ par an) et de la France (4,5.109 m³ par an), soit environ 3900 m³ d’eau par habitant et par an. Sur les 400 millions de m³ d’eau souterraine et de surface rendus potables et fournis annuellement aux réseaux de distribution publique, 47% sont exportés vers Bruxelles et vers la Flandre. Les Wallons utilisent en moyenne 132 litres d’eau de distribution par jour et par habitant pour leurs besoins domestiques, industriels et agricoles, soit une consommation largement inférieure à la moyenne européenne (274 litres par jour et par habitant). L’usage domestique (105 l/hab.j) a diminué de 13% depuis 1996. Toutes les eaux usées sont rejetées, par des réseaux d’égouttage reliés ou non à une station d’épuration, dans le réseau hydrographique des eaux de surface.
Les rejets d’effluents domestiques et industriels et les eaux de ruissellement contaminées affectent la qualité physico-chimique et biologique des eaux de surface. On observe cependant, comme dans la plupart des pays européens, une réduction importante de la pollution organique (matières organiques et oxydables) des cours d’eau s’expliquant principalement par l’accélération du traitement des eaux urbaines (327 stations d’épuration wallonnes en service en 2003 de petite à moyenne capacité et 25 stations d’épuration d’une capacité >10000 Équivalents-Habitants -EH- pour une capacité de traitement totale d’environ 2.428.000 EH correspondant à environ 60 % du traitement des effluents) et par la réduction des charges polluantes rejetées par les industries. L’amélioration de la qualité des cours d’eau se manifeste dans les valeurs des paramètres physico-chimiques, bactériologiques et biologiques (communautés de macroinvertébrés) (CELLULE ÉTAT DE L’ENVIRONNEMENT WALLON, 2004).
Ce très bref « état des lieux » des eaux de surface révèle que l’évaluation biologique est désormais bien établie, en Région wallonne, dans la définition de l’état qualitatif des cours d’eau.
L’évaluation de la qualité biologique et de la biodiversité des cours d’eau, pourtant ancienne comme il est développé ci-dessous, a cependant été longtemps considérée comme secondaire par rapport à l’évaluation physico-chimique. En quelques années et suite à la récente (décennie 1980) expression générale du public en faveur de la protection de l’environnement, de nombreux textes légaux et réglementaires sont venus consacrer l’évaluation biologique des « eaux de surface ».
On peut ainsi citer :
- les textes à portée mondiale, par exemple la Convention de Rio de 1992 sur la biodiversité, ratifiée par la Belgique ;
- les directives européennes, par exemples la directive 92/43/CEE du Conseil du 21 mai 1992 concernant la conservation des habitats naturels ainsi que de la faune et de la flore sauvages et la directive 2000/60/CE du 23 octobre 2000 du Parlement européen et du Conseil établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau ;
- les textes internationaux intra-communautaires, par exemples les Traités internationaux relatifs à la protection de la Meuse et de l’Escaut gérés par la Commission internationale de la Meuse CIM et par la Commission internationale de l’Escaut CIE ; - les arrêtés régionaux, dictés souvent par la transposition en droit régional de directives
européennes, par exemples les arrêtés de l’Exécutif régional wallon du 9 juillet 1987 (relatif à la protection de l’entomofaune) et du 25 octobre 1990 (désignant des zones
de protection des eaux de surface) et les arrêtés du Gouvernement wallon du 15 décembre 1994 (fixant les normes générales d’immission des eaux piscicoles) et du 3 juin 1999 (relatif à la protection de certaines espèces de mollusques) .
L’étude des communautés des hydrosystèmes mêle étroitement les intérêts scientifiques des biologistes et les intérêts, plus pragmatiques, des gestionnaires des cours d’eau.
En effet, c’est de la connaissance taxonomique de la biodiversité de la faune aquatique (connaissance générale, connaissance de la distribution des espèces menacées, espèces protégées, espèces exotiques, espèces invasives,…) et de la connaissance hydro- écologique qu’émergent les multiples outils permettant d’évaluer, grâce à la sélection des meilleurs bioindicateurs, la qualité biologique des cours d’eau en vue de la gestion de ces derniers. La continuité – et souvent la fusion – du biologiste « fondamental » (taxonome, écologue,…) et du biologiste « appliqué » (également taxonome, écologue,…) est ainsi rencontrée.
Pratiquement tous les groupes biologiques ont fait – et font toujours- l’objet d’une abondance de travaux relatifs à leur usage en qualité d’indicateurs de la qualité biologique des eaux de surface, des cours d’eau et des sédiments : les macroinvertébrés benthiques, les diatomées, les bryophytes, les oligochètes, les chironomes, les nématodes, les poissons, les macrophytes, … VERNEAUX (1982, 1984), LASCOMBE (1992) et KARR & CHU (1999), parmi de multiples autres auteurs, présentent des synthèses des différentes approches de l’évaluation biologique des eaux courantes, de leur signification, de leurs limites et difficultés.
LASCOMBE (1992) conclut : « Face à ces difficultés, la Communauté Scientifique doit bien prendre conscience des besoins concrets des gestionnaires dans leur tâche quotidienne, et, parallèlement à des objectifs plus ambitieux à long terme, accepter provisoirement certaines approximations dans la mise au point des méthodes d’études, dès l’instant où elles peuvent aider et valoriser l’action des responsables chargés de la protection du milieu naturel ».
HYNES (1970) et ALLAN (1995) proposent des ouvrages généraux relatifs à l’écologie des eaux courantes. Parmi les innombrables ouvrages relatifs aux indicateurs biologiques de pollution, on peut citer HELLAWELL (1986) pour une introduction générale dans le sujet.
Une étude bibliographique, presque exhaustive en 1993, des méthodes biologiques d’évaluation de la qualité des eaux de surface a été éditée par l’Agence de l’Eau Artois- Picardie (INTER-AGENCES DE L’EAU, 1993)
L’appréciation de la qualité générale d’un système aquatique par l’examen des organismes qu’il héberge résulte de l’application du principe général de causalité que l’on peut exprimer sous une forme prudente : dans une région biogéographique donnée, des milieux analogues (complexes écologiques équivalents) déterminent l’installation de peuplements semblables (statistiquement peu différents). Les caractéristiques des milieux sont déduites de la composition des peuplements qu’ils hébergent considérés comme expression synthétique des complexes écologiques. Les altérations du milieu provoquent des modifications plus ou moins rapides et accentuées de l’édifice biologique, des Protistes aux Poissons. L’état général du milieu « cours d’eau » résulte de la qualité de l’eau, de celle de ses sédiments et de la structure des mosaïques d’habitats. La méthode d’appréciation de l’ « état de santé » idéale, et irréalisable, reposerait sur un bilan quantitatif de toutes les espèces de l’édifice biologique qui serait suivi d’une analyse mathématique adéquate débouchant sur une expression numérique
simple. Ainsi est apparue la démarche primordiale de la recherche d ‘ « indices » exprimant les modifications biocénotiques (VERNEAUX, 1982, 1984).
Les communautés de macroinvertébrés aquatiques constituent des assemblages hétérogènes de nombreux phylums. La plupart sont sédentaires (benthiques), ce qui aide à localiser les sources de pollution. Leurs cycles de vie, relativement longs (de plusieurs mois à plusieurs années), permettent de suivre les changements temporels d’une pollution sur une longue période et d’en intégrer les effets. Ils sont particulièrement sensibles à la pollution organique, mais également à l’acidification, aux métaux lourds et aux autres matières toxiques. L’usage, pratiquement universel, des macroinvertébrés dans l’évaluation des pollutions et la multiplicité des méthodes et indices existants attestent de leur valeur dans la gestion de la qualité des eaux. (HELLAWELL, 1986).
Parmi les multiples méthodes et indices d’évaluation particulièrement – mais pas toujours exclusivement - ciblés sur les macroinvertébrés aquatiques, on peut distinguer :
- les indices de saprobies, ou de tolérance à la dégradation de la qualité chimique – principalement organique- de l’eau, principalement développés en Allemagne et en Europe Centrale (KOLKWITZ & MARSSON, 1909 ; SLADECEK, 1973) ; l’origine du système des saprobies comme outil de classification de la qualité de l’eau en Europe centrale remonte à 150 ans, à l’époque des épidémies de choléra (MOOG, Ed., 1995). Selon ce système, à chaque classe de qualité de l’eau correspond un
« état de saprobie » basé sur la quantité de matière organique décomposable. Le système de saprobie alloue à chaque organisme des « valences de saprobie » pour chaque niveau de saprobie (de xénosaprobe à polysaprobe) et un « indice de saprobie SI » qui reflète la tolérance de l’organisme vis-à-vis des substances organiques.
Ainsi, la valence de saprobie définit l’appartenance à un groupe trophique et à l’exigence en oxygène (MOOG, Ed., 1995). En effet, la manifestation principale de la pollution organique est la chute de l’oxygène dissous (HELLAWELL, 1986). Les indices de saprobies souffrent de la nécessité de déterminer les espèces (parfois les sous-espèces ; y compris les micro-organismes) appartenant à des groupes taxonomiques difficiles (« too much time, too many people, too much money », selon l’appréciation lapidaire mentionnée par PERSOONE, 1979), mais surtout, semble-t-il, d’un manque de clarté dans la définition de sa signification écologique (VERNEAUX, 1982, 1984) ;
- les indices de diversité; par exemple, l’indice de diversité de Shannon-Wiener (SHANNON & WEAVER, 1949), existant, a été appliqué à cet effet.
- les indices biocénotiques, développés ci-dessous, issus d’analyses simplifiées (du point de vue de l’analyse taxonomique) des communautés de macroinvertébrés benthiques, et permettant d’apprécier la qualité générale des cours d’eau.
Des démarches plus récentes, visant à « globaliser » l’évaluation biologique en l’abordant par l’évaluation du fonctionnement des écosystèmes aquatiques, ont conduit au développement d’indices plus complexes :
- l’analyse des “traits biologiques” des macroinvertébrés benthiques propose une méthode d’évaluation du fonctionnement des écosystèmes aquatiques à large spectre
d’application car indépendante des écorégions (CHARVET et al, 2000; DOLEDEC et al, 1999; TACHET et al, 2000).;
- les “indices multimétriques”, apparus dans la décennie 1990. Selon KARR & CHU (1999), l’“indice multimétrique” est « un nombre qui intègre différentes métriques biologiques pour indiquer la condition d’un site ». Par exemple, l’”Intercalibration Common Metrics Index ICMi” (BUFFAGNI & ERBA, 2004; ERBA et al, 2004) créé en 2004 afin de proposer un outil pour l’inter-étalonnage européen des méthodes d’évaluation des “états écologiques” au sens de la Directive Cadre pour l’Eau (EUROPEAN COUNCIL, 2000; voir ci-dessous). L’indice ICM pondère, en une cote de 0 à 1, six méthodes métriques, quantitatives et qualitatives, exprimant la polluo-sensibilité, l’abondance, la richesse et la diversité taxonomique et diversement utilisées en Europe (détails dans la section « matériel et méthodes »)
2. L’évolution des indices biocénotiques basés sur les macroinvertébrés (1964-2004)
Les « indices biotiques » (ou plus exactement "indices biocénotiques" car basés sur l’étude de communautés d’organismes membres de la biocénose) constituent des systèmes de cotation qui intègrent, en une cote, le niveau de polluo-sensibilité du taxon le plus sensible de l'échantillon (groupe indicateur) et la diversité des taxons présents.
WOODIWISS (1964) a formulé le premier indice biotique « biotic index » (communément appelé « Trent biotic index ») en observant et en combinant les deux principes fondamentaux suivants: (a) la pollution tend à réduire la diversité des organismes (GAUFIN &
TARZWELL, 1952) et (b) dans une rivière polluée, plécoptères, éphéméroptères, trichoptères, Gammarus, Asellus, chironomes et tubificides peuvent être considérés comme organismes « indicateurs » qui tendent à disparaître dans l’ordre mentionné en fonction d’une pollution croissante (KOLKWITZ & MARSSON, 1909). WOODIWISS (1964) définit sept groupes faunistiques indicateurs, cinq classes de diversité (nombre de taxons de 0 à >16) et, par un tableau de croisement, attribue des cotes de 0 à 10. Cet auteur explique que les limites des divisions du tableau ont été fixées de façon assez arbitraire et précise que l’indice biotique, élaboré pour évaluer l’impact du réseau d’égouttage de la Trent River, est principalement sensible aux pollutions d’origine organique.
TUFFERY & VERNEAUX (1967) développent et adaptent la méthode aux caractéristiques des eaux françaises, dans l’objectif d’évaluer l’intensité des pollutions. Par rapport au « biotic index » original, les cinq classes de diversité restent inchangées ainsi que le nombre (sept) de groupes indicateurs. L’identification des taxons dans chaque groupe indicateur est plus détaillée mais garde son caractère empirique. VERNEAUX (1982, 1984) pose les limites de la méthode « indice biotique »: sa simplicité s’accompagne d’une faible sensibilité, la classe indicielle maximale (IB 9 +/- 1) ne représentant pas une qualité optimale de référence mais l’indication de l’absence de dégradation marquée ; de ce fait, cet indice ne constitue pas une note d’aptitude. Le tableau de détermination de l’indice biotique est reproduit dans DE PAUW et al., 2001 (ARTICLE 1, page 63 et suivantes, tableau 3).
VERNEAUX et al (1976) tentent ensuite d’améliorer la sensibilité et la précision des indices biotiques, ce qui aboutit à la création de l’I.Q.B.G., Indice de Qualité Biologique Globale.
Selon leurs auteurs, l’I.Q.B.G. atteint cet objectif pour l’évaluation des cours d’eau pré-alpins mais sous-estime davantage la qualité des cours d’eau à faible pente ou plus profonds (absence des taxons rhéophiles des groupes indicateurs supérieurs).
Poursuivant leurs travaux par l’analyse d’un grand nombre de relevés, VERNEAUX et coll.
(1982) proposent ensuite un « Indice de Qualité Biologique Générale (I.B.G.) ». L’I.B.G.
utilise un protocole d’échantillonnage précis, un répertoire de 135 taxons dont 38 indicateurs et un tableau de détermination de la note indicielle (de 1 à 20) composé de dix groupes indicateurs et de 11 classes de richesse taxonomique. Il constitue, selon leurs auteurs, une
« expression synthétique de l’aptitude d’un site d’eau courante au développement de la faune benthique » et « possède ainsi une valeur propre permettant un classement des qualités des sites d’eau courante appartenant à des systèmes différents ». La méthode présente, dans une gamme typologique plus étendue que les méthodes précédentes (déplacement de taxons indicateurs plus limnophiles dans le tableau de détermination de l’indice), un bon compromis entre simplicité et sensibilité, et semble faire preuve d’une plus grande inertie vis-à-vis des variations saisonnières (LASCOMBE , 1992). L’I.B.G. est publiée sous forme de norme expérimentale (AFNOR, 1985).
Un traitement par analyses multivariées d’un nombre élevé de résultats ((965 relevés) acquis suivant le protocole IBG de 1986 à 1989 (AGENCES DE L’EAU, 1991a, b, c; BOURRAIN, 1992 ; AGENCE DE L’EAU RHIN-MEUSE, 1993 ; GREBE, 1992) a confirmé la pertinence de la méthode (LASCOMBE , 1992). Après quelques ajustements par rapport à l’I.B.G. (138 taxons, 38 indicateurs, 9 groupes indicateurs, 14 classes de richesse taxonomique, déplacement de quelques taxons indicateurs), l’indice a finalement été normalisé sous l’appellation « Indice Biologique Global Normalisé IBGN » (AFNOR, 1992). Cet indice est également discuté dans DE PAUW et al., 2001 (ARTICLE 1, page 63 et suivantes).
L’IBG(N), dont les résultats ne dépendent pas seulement de la qualité de l’eau et de son niveau de pollution, mais également des conditions hydro-morphologiques (qualité et diversité des substrats et des berges,…) donne une information utile sur l’ensemble de l’hydrosystème (DE PAUW et al., 2001).
En mars 2004, quelques modifications méthodologiques sont apportées à l’ IBGN afin de favoriser son adéquation avec la Directive Cadre pour l’Eau (voir ci-dessous) et aboutissent à une nouvelle édition de la norme (AFNOR, 2004).
Par ailleurs, le protocole d’échantillonnage de l’IBGN, conçu pour les cours d’eau peu profonds, a été adapté aux grands cours d'eau et aux rivières profondes sous l’appellation
« Indice biologique global adapté aux grands cours d'eau et aux rivières profondes I.B.G.A. ».(AGENCE DE L’EAU RHÔNE-MEDITERRANEE-CORSE, 1997)
3. Indices biocénotiques basés sur les macroinvertébrés et origine du réseau de surveillance des eaux de surface en Belgique, en Flandres et en Wallonie
L’ « indice biotique belge IBB » ou « Belgian biotic index BBI » (DE PAUW &
VANHOOREN, 1983) est une adaptation de l’indice biotique de TUFFERY & VERNEAUX (1967). Les taxons indicateurs, les classes de richesse taxonomique et le tableau de détermination de la cote de l’indice sont identiques. La procédure d’échantillonnage est simplifiée (limitée à 3 à 5 minutes, suppression du double échantillonnage lotique et
lénitique). La différence fondamentale avec l’indice biotique original réside dans l’interprétation des cotes de l’IBB (10/10 = eau de bonne qualité ou exempte de pollution).
L’IBB est normalisé « Norme belge » en 1984 (I.B.N., 1984). Cette dernière décrète que les cotes 9 et 10 indiquent une eau d’ « excellente qualité exempte de pollution ».
L’interprétation de l’indice biotique selon l’IBB est ainsi nettement plus optimiste que l’interprétation des concepteurs originaux.
Suite à la répartition des compétences en matière de qualité des eaux de surface (Loi du 8 août 1980 concernant la réforme des Institutions), l’Institut d’Hygiène et d’Epidémiologie (I.H.E.) dépendant du Ministère de la Santé Publique et de la Famille a créé en 1984 un réseau de surveillance des eaux de surface recouvrant la Belgique. Le but poursuivi était de permettre de suivre l’évolution de la qualité générale du réseau hydrographique de Belgique (I.H.E., 1991).
L’IBB est appliqué en routine en Belgique dès 1986 sur le réseau de surveillance et la cote de l’IBG est également calculée sur la base des listes taxonomiques obtenues selon la procédure d’échantillonnage IBB (I.H.E., 1985, 1991 ; VANHOOREN, 1989, comm. pers.).
La Loi du 8 août 1988 étendant les compétences des Régions en matière d’environnement, la Région Wallonne a, dans un premier temps, chargé l’I.H.E. de poursuivre les prélèvements de macroinvertébrés qu’il assumait en Wallonie avant la régionalisation de la gestion de l’environnement, tâche dont l’I.H.E. s’est acquitté jusqu’en 1992. De 1986 à 1992, une moyenne de 61 stations seront échantillonnées annuellement par l’I.H.E. en Wallonie (voir tableau ci-dessous).
Prélèvements I.H.E. en Région wallonne Année Nombre Indices calculés
1986 81 IBB, IBG
1987 58 IBB, IBG
1988 40 IBB, IBG
1989 64 IBB, IBG
1990 36 IBB, IBG
1991 73 IBB, IBG
1992 72 IBB, IBG, IBGN (analyses et calcul des indices par la DGRNE) Total 424
Moyenne 61
En fin de l’année 1989, la DGRNE nous a chargé d’installer un réseau de surveillance de la qualité biologique des cours d’eau de la Région wallonne plus étendu en fonction de nouveaux objectifs. Les objectifs, l’installation et le développement de ce réseau seront décrits dans le chapitre matériels et méthodes.
Ce chapitre est développé dans DE PAUW et al., 2001 (ARTICLE 1, page 63 et suivantes).
A partir de 2000 et initialement dans le cadre d’un projet LIFE sur les sédiments contaminés, l’indice oligochètes IOBS (voir le § 4 « France » ci-dessous) est également appliqué pour l’étude des sédiments de l’Escaut et de la Meuse (VANDEN BOSSCHE & BERNOUD, 2001). L’application de l’IOBS a été étendue à la Sambre.
4. Indices biocénotiques basés sur les macroinvertébrés appliqués à des fins de gestion dans les régions et pays limitrophes et dans les pays de l’Union Européenne.
La Région flamande utilise l’IBB, considéré comme la méthode d’évaluation la plus appropriée et comme une référence importante dans les programmes d’épuration des eaux (DE PAUW et al., 2001 : ARTICLE 1, page 63 et suivantes).
Pour l’étude des sédiments, la Région flamande utilise la méthode TRIAD (voir « Pays-Bas » ci-dessous) et expérimente un nouvel indice, le Biotic Sediment Index BSI (DE PAUW &
HEYLEN, 2001). Un échantillon BSI consiste en un volume d’environ 40 litres de sédiments prélevés à l’aide d’un grappin Van Veen (25 à 40 sous-échantillons). Ce système apparaît assez optimiste dans la définition des classes de qualité. Par exemple, les Sphaeriidae, généralement classés parmi les taxons polluo-résistants, sont ici classés parmi les taxons sensibles. La présence d’un individu de Sphaerium et d’un individu de Pisidium (par exemple) suffit à classer le sédiment dans la meilleure classe de qualité.
Pour l’évaluation de la qualité écologique dans le sens demandé par Directive Cadre pour l’Eau et pour l’exercice d’inter-étalonnage européen (voir ci-après), la Région flamande a élaboré et applique un indice multimétrique – le « MultiMetric Index Flanders MMIF » - (GABRIELS et al, 2004) dont la diffusion reste actuellement restreinte aux groupes d’experts.
La France utilise, au niveau national, l’IBGN (WASSON et al, 2003) et, localement et expérimentalement, l’IBGA.
Un nouvel indice, normalisé en 2001 et destiné à évaluer la qualité des sédiments fins est également utilisé : l’Indice Oligochète de Bioindication des Sédiments IOBS (LAFONT, 1989 ; PRYGIEL et al, 1999 ; LAFONT et al, 2000 ; AFNOR, 2001)
Un nouveau système d’évaluation intégrée de la qualité biologique des cours d’eau basé sur les populations d’organismes aquatiques a récemment été mis à l’étude : le « SEQ Bio » (STROFFEK, 2001 ; AGENCES DE L’EAU, 2000). Le projet constitue un cadre général qui serait capable d’intégrer plusieurs indices, existants ou futurs (IBGN, indice diatomées, indice macrophytes, indice poissons, indice oligochètes,…), permettant un diagnostic pertinent de l’état général des structures biologiques et de leur fonctionnement. L’arrivée de la Directive Cadre pour l’Eau, imposant de nouvelles règles, a cependant porté un frein au développement du SEQ-Bio et initié de nouvelles approches d’évaluation établies sur les listes faunistiques obtenues selon le protocole de l’IBGN et sur les traits biologiques, par exemple le « Système expert » (USSEGLIO-POLATERA & BEISEL, 2002a ; USSEGLIO-POLATERA et al, 2002). Ces projets sont actuellement à l’étude et restent à diffusion restreinte aux groupes d’experts.
Le Grand-Duché de Luxembourg utilise l’IBGN (CREBS, 2004)
Le Royaume-Uni: utilise largement le « Biological Monitoring Working Party (BMWP) », l’ « Average Score Per Taxon (ASPT) » et le système « RIVPACS » (NEWMAN, P.J., 1992). Sur une conception d’indice biocénotique différente, ARMITAGE et al (1983) et WRIGHT et al (1988) ont développé un système de cotation attribuant une cote (de 1 à 10) à 84 familles (+ une classe : oligochètes) d’invertébrés en fonction de leur tolérance connue à la pollution organique. La somme des cotes de toutes les familles en un site donne la cote totale BMWP, sans limite supérieure. L’« Average Score Per Taxon (ASPT) », c’est-à-dire la cote BMWP divisée par le nombre de familles y ayant participé, est également présentée comme une valeur utile dans l’évaluation de la qualité de la rivière. L’ASPT est une métrique
participant à l’indice multimétrique européen ”Intercalibration Common Metrics ICM” (voir ci-dessus). RIVPACS (River Invertebrate Prediction and Classification System) est un modèle basé sur l’analyse des communautés de macroinvertébrés et de mesures physico-chimiques de plusieurs centaines de sites d’ « eaux propres », définis comme sites « de référence » (WRIGHT et al, 1989). RIVPACS attribue des cotes BMWP et ASPT à ces sites. Les cotes correspondantes aux normes de qualité environnementale (EQSs : Environmental Quality Standards) sont ensuite ramenées à l’unité pour définir les Ecological Quality Indices (EQIs).
Quatre classes de qualité biologique sont ensuite définies, de EQI = 1 à EQI = 0. En introduisant les notions de « sites de référence » et d’EQIs, RIVPACS est à la base du système d’évaluation qui sera appliqué ultérieurement pour la Directive Cadre pour l’Eau (voir ci-dessous).
L’ Allemagne a normalisé et utilise largement l’ « Indice de saprobie S » (norme allemande DIN 38410, DEUTSCHE NORM, 1990). L’indice de saprobie « S » (dont la valeur numérique varie de 1,0 à 4,0) est la moyenne arithmétique des valeurs de saprobie « s » de tous les saprobiontes (taxons auxquels une cote de saprobie a été attribuée) échantillonnés en un site (20 échantillons par site), pondérées par le produit des facteurs de pondération et des indices d’abondance de chaque taxon. Une liste de 91 micro-organismes (des Schizomycètes aux micro-oligochètes) et de 161 macro-organismes (des éponges aux poissons benthiques) est fournie (espèces, valeur de saprobie et facteur de pondération pour chaque espèce) dans la norme. Sept classes de qualité sont définies (oligosaprobe à polysaprobe). L’indice de saprobie « S » exige la détermination spécifique (et parfois infra-sécifique). Il est également appliqué en Autriche, avec un nombre de taxons beaucoup plus élevé et non limité (MOOG, Ed., 1995).
Les Pays-Bas n’ont pas de système d’évaluation homogène en ce qui concerne les macroinvertébrés. Huit systèmes d’évaluation différents semblent co-exister pour les différentes Provinces. Les méthodes sont principalement décrites dans des notes techniques internes à l’administration, en néerlandais et peu accessibles.
L’ « Indice K135 », un système d’évaluation de la pollution organique dans les cours d’eau de basse altitude, a été utilisé pendant des décennies (TOLKAMP & GARDENIERS, 1971 ; GARDENIERS & TOLKAMP, 1976. Ces auteurs sont cités dans PEETERS et al, 2001, et VLEK et al, 2004).
PEETERS et al, 2001, présentent une nouvelle méthode d’évaluation écologique utilisée aux Pays-Bas depuis 1994. La méthode intègre cinq indicateurs de la structure et du fonctionnement de l’écosystème : la vitesse du courant, la nature du substrat, le niveau de trophie (variables physico-chimiques), le niveau de saprobie (indice de saprobie) et la stratégie alimentaire dominante des macroinvertébrés. Chaque indicateur se voit attribuer une (sur cinq) classe de qualité. Il n’est pas attribué de cote globale.
La méthode TRIAD est utilisée pour l’analyse de la qualité des sédiments (VAN DE GUCHTE, 1992). Elle est basée sur une approche intégrée d’analyses chimiques, d’analyses biologiques (sélection de l’indicateur biologique le plus représentatif – par exemple le pourcentage de difformités des chironomides – et définition de l’écart par rapport à une norme de qualité) et de bio-essais d’éco-toxicité. Dans la méthode TRIAD, l’évaluation de la qualité de la composante « macroinvertébrés » peut également être interprétée sur la liste taxonomique, par avis d’expert (LESLIE et al, 1999).
VLEK et al (2004) citent également quelques méthodes néerlandaises antérieures et proposent une démarche vers un nouvel indice multimétrique pour les cours d’eau hollandais.
Les Pays-Bas appliquent également l’Indice de saprobie allemand, le BMWP, l’ASPT.
Europe
Les méthodes d’évaluation écologique des rivières utilisées par les différents États de l’Union européenne sont présentées entre autres dans NEWMAN et al, 1992, dans E.C., 1996 et dans NORTH RHINE WESTFALIA STATE AGENCY OF ENVIRONMENT, 2001.
HERING et al, Ed. (2004) présente un recueil de méthodes d’évaluation les plus récentes, développées ou adaptées dans le sens de la Directive Cadre pour l’Eau (voir ci-dessous) et souvent encore au stade expérimental. Les indices multimétriques, dont le nouveau système d’évaluation AQEM (AQEM CONSORTIUM, 2002 ; HERING et al, 2004), actuellement testés (début des tests en 2002) par tous les États membres de l’U.E. dans les exercices d’inter-étalonnage européen, y sont particulièrement développés.
5. La Directive Cadre pour l’Eau
La récente « Directive 2000/60/CE du Parlement européen et du Conseil du 23 octobre 2000 établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau » (EUROPEAN COUNCIL, 2000), dite « Directive cadre pour l’eau » (ou DCE), impose désormais aux États membres une stratégie particulière pour la classification de l’état écologique des « masses d’eau de surface » (voir le chapitre matériels et méthodes).
La directive a pour objet d’établir un cadre pour la protection des eaux intérieures de surface (rivières, lacs, canaux), des eaux de transition (estuaires) des eaux côtières et des eaux souterraines. Ses objectifs, très vastes, visent à améliorer l’état des écosystèmes aquatiques et des eaux souterraines et à prévenir toute dégradation supplémentaire, à promouvoir une utilisation durable de l’eau, à réduire puis à supprimer progressivement les rejets, émissions et pertes de substances dangereuses, à atténuer les effets des inondations et des sécheresses.
L’objectif environnemental est de parvenir, pour 2015, à un « bon état écologique » des eaux de surface et à un « bon potentiel écologique » des masses d’eau artificielles ou fortement modifiées. Une « masse d’eau de surface » est définie comme « une partie distincte et significative des eaux de surface telles qu’un lac, un réservoir, une rivière, un fleuve ou un canal, une partie de rivière, de fleuve ou de canal, une eau de transition ou une portion d’eaux côtières » (voir les définitions dans l’annexe V de la directive et – partiellement - dans le tableau 1).
La directive impose une gestion des eaux par « District hydrographique » (composé d’un ou plusieurs bassins hydrographiques ainsi que des eaux souterraines et eaux côtières associées ; il s’agira, le cas échéant, d’un « District hydrographique international »).
L’annexe II de la DCE demande de caractériser les « masses d’eau de surface » en « types»
en fonction de facteurs physiques et chimiques obligatoires et facultatifs (obligatoires : altitude, latitude, longitude, géologie, dimension du bassin versant), puis d’établir des
« conditions de référence » pour chaque type. Ces dernières peuvent être définies soit sur base spatiale (réseau de référence comportant un nombre suffisant de sites en très bon état), soit sur un modèle (prédictif ou d’après des données historiques ou autres), soit, si non applicables, sur avis d’expert. Les masses d’eau fortement modifiées ou artificielles font référence au potentiel écologique maximal.
L’annexe V de la DCE précise les éléments de qualité pour la classification de l’état écologique. Les paramètres biologiques sont prépondérants et soutenus par des paramètres hydromorphologiques, chimiques (y compris des polluants spécifiques) et physico-chimiques.
Pour les rivières, les paramètres biologiques désignés sont : la composition et l’abondance de la flore aquatique, de la faune benthique invertébrée et de l’ichtyofaune.
Les éléments d’évaluation des états écologiques pour la « faune benthique invertébrée », sont : la composition et l’abondance taxinomique, le rapport taxons sensibles/insensibles et le niveau de diversité des taxons. La définition normative des états écologiques « très bon »,
« bon » et « moyen » pour les rivières est résumée dans le tableau 1. Les États membres surveillent les paramètres qui sont indicatifs de l’état de chaque élément de qualité.
A cet effet, ils définissent :
- un réseau de « contrôle de surveillance » (sic), effectué sur la base d’un nombre suffisant de masses d’eau de surface pour permettre une évaluation de l’état général des eaux de surface à l’intérieur du district hydrographique ;
- un réseau de « contrôles opérationnels » pour établir l’état des masses d’eau identifiées comme risquant de ne pas répondre à leurs objectifs environnementaux et à évaluer les changements de l’état de ces masses suite aux programmes de mesures ;
- un réseau de « contrôles d’enquête », en vue de déterminer les causes pour lesquelles une ou plusieurs masses d’eau risquent de ne pas atteindre les objectifs environnementaux ou pour déterminer l’incidence de pollutions accidentelles.
TABLEAU 1
Définition normative des états écologiques « très bon », « bon » et « moyen » pour les rivières et la faune benthique invertébrée (Directive Cadre pour l’Eau, annexe II)
Composition et abondance taxinomique
Ratio taxa sensibles/insensibles Niveau de diversité des taxa
« Très bon état »:
correspondent totalement ou presque totalement aux conditions non perturbées
- aucune détérioration par rapport aux niveaux non perturbés
- aucune détérioration par rapport aux niveaux non perturbés
« Bon état »:
- légères modifications par rapport aux communautés caractéristiques ;
- légère détérioration par rapport aux niveaux non perturbés ;
- légères détériorations par rapport aux niveaux non perturbés .
« État moyen »:
- diffèrent modérément des communautés caractéristiques
- sensiblement inférieur au niveau caractéristique et nettement inférieur à ceux du bon état
- sensiblement inférieur au niveau caractéristique et nettement inférieur à ceux du bon état - d’importants groupes de la communauté caractéristique font défaut
Les indications contenues dans la DCE et, entre autres, dans le tableau 1, constituent le cadre à partir duquel plusieurs groupes d’experts, constitués à cet effet, ont produit et produisent des recommandations d’interprétation et d’exécution (AQEM CONSORTIUM, 2002; REFCOND WORKING GROUP 2.3, 2003; ECOSTAT WG 2A, 2004, …).
Chaque année, de nombreux « groupes de travail », « ateliers » et « symposiums » sont organisés en Europe sur l ‘évaluation de la qualité des cours d’eau en Europe par les différents États membres depuis l’avènement de la Directive Cadre pour l’Eau. HERING et al, Ed. (2004) présente plusieurs nouvelles méthodes d’évaluation issues de ces démarches.
Ainsi, malgré l’accumulation, pendant près d’un siècle en Europe, de données biologiques et écologiques sur la valeur indicatrice des organismes aquatiques et malgré la multiplicité des méthodes et indices existants, émerge le constat que les outils d’évaluation actuels peuvent être améliorés et doivent être adaptés aux nouvelles réglementations. Il apparaît en particulier que les indices sont en général appliqués indifféremment à des cours d’eau de typologies très différentes et que leur diversité interdit la comparaison des états écologiques entre les États Membres. Les experts européens s’appliquent actuellement à harmoniser les méthodes d’évaluation biologique.
Notre étude, rapportée dans cette thèse, participe à cette expertise pour la Région wallonne.
Nous y avons en particulier défini la typologie faunistique des cours d’eau de Wallonie et adapté la méthode d’évaluation biologique à cette typologie.
Ensuite, nous avons procédé, avec succès, à son inter-étalonnage avec l’indice multimétrique européen.
De plus, nous présentons une synthèse, inédite, de la qualité biologique - et de son évolution - des cours d’eau de Wallonie sur une période de douze années et développons l’arrivée et la dynamique d’expansion des nouvelles espèces invasives de la Meuse.
II. OBJECTIFS
Le projet de recherche qui nous a été confié par la Région wallonne et dont les résultats actuels sont présentés dans cette thèse est :
« Analyse des assemblages des macroinvertébrés en vue de déterminer la typologie faunistique, de l’associer à la typologie abiotique et de définir la biodiversité et la qualité biologique du réseau hydrographique de Wallonie ».
Les objectifs du projet de recherche visent à :
1. Développer la connaissance de la biodiversité faunistique des cours d’eau (biodiversité d’origine et celle des espèces à valeur patrimoniale et des espèces invasives)
2. Définir la typologie faunistique des cours d’eau en relation avec la typologie hydro- morphologique
3. Définir les conditions de référence des assemblages des macroinvertébrés en fonction de la typologie abiotique des cours d’eau
4. Développer de nouvelles méthodes d’évaluation de la qualité biologique des cours d’eau à l’aide des macroinvertébrés, en conformité avec les dispositions de la « Directive Cadre pour l’Eau »
5. Évaluer la qualité biologique des cours d’eau à l’aide de ces nouvelles méthodes et confronter les nouvelles méthodes d’évaluation au système européen d’inter- étalonnage.
III. MATERIELS ET METHODES
1. Méthodologie des prélèvements
Nous avons développé pour la Région wallonne et rédigé une méthodologie, basée sur l’IBG (AFNOR, 1985) jusqu’en 1992, puis sur l’IBGN (AFNOR, 1992, 2004). Elle est décrite en détails dans l’ARTICLE 2 (VANDEN BOSSCHE, 2005), page 83 et suivantes. La méthodologie satisfait également aux normes européennes actuelles concernant les prélèvements de macroinvertébrés (E.C.N, 1994a, b).
Originalement décrite dans les « cahiers spéciaux des charges » des marchés publics relatifs à l’étude de la biodiversité des cours d’eau et à l’évaluation de leur qualité biologique par des bioindicateurs, à périodicité annuelle, de 1997 à 2005, elle a été transposée dans les
« procédure » et « instructions » du CRNFB en vue de l’obtention de la certification ISO 9001 (certification obtenue le 25 mai 2005). VANDEN BOSSCHE & USSEGLIO-POLATERA (2005) (ARTICLE 3, page 119 et suivantes) et EVEREARTS-POLL & VANDEN BOSSCHE (2000) en donnent une description partielle.
Elle diffère de l’IBGN (AFNOR, 1992) par quatre variantes et de l’IBGN (AFNOR, 2004) par trois variantes.
(1) L’objectif est d’obtenir la liste de taxons présents sur le site étudié la plus complète possible, tout en maintenant un effort de capture et d’analyse raisonnable et en préservant le principe de réduction des écarts entre opérateurs.
(2) Le filet haveneau, plus maniable et, permettant notamment d’échantillonner les substrats irréguliers et les cours d’eau jusqu’à 1,5 m de profondeur (E.C.N, 1994a), est préféré au Surber, d’usage beaucoup plus restreint.
(3) Cinq “coups de pied”, chacun couvrant environ 1/20 m2,sont donnés dans les substrats durs (sable, gravier, cailloux, galets) des habitats lotiques pour compenser la perte d’organismes autour du filet.
(4) Lorsque le site ne contient pas au moins huit habitats différents, les échantillons complémentaires sont collectés sur un ou plusieurs substrat(s) dominant(s) Dans sa nouvelle édition (AFNOR, 2004), la norme IBGN recommande de sélectionner les habitats en ce sens (pas seulement sur le substrat dominant comme indiqué dans le protocole IBGN de 1992).
Cette méthode, augmentant le nombre de taxons capturés (voir l’ARTICLE 3, page 119 et suivantes), semble ainsi mieux adaptée à satisfaire la demande de la Directive Cadre pour l’Eau pour l’évaluation des différents éléments de la « faune benthique invertébrée ».
Elle est d’application pour les études basées, en tout ou partie, sur les communautés de macroinvertébrés des cours d’eau, par exemple :
- connaissance taxonomique de la biodiversité de la faune aquatique (connaissance générale, connaissance de la distribution des espèces menacées, espèces protégées, espèces exotiques, espèces invasives,…) en vue de sa gestion ;
- études de la typologie des cours d’eau ;
- évaluation de la qualité biologique des cours d’eau par des bioindicateurs (réseau permanent de mesures hydrobiologiques évaluant la qualité biologique des cours d’eau , Directive Cadre pour l’Eau, réseau homogène de mesures de la Commission Internationale de la Meuse (CIM) et de l’Escaut (CIE) , études ponctuelles et permanentes d’incidence des
