Caractérisation écologique des étangs de la Dombes Mise au...

Caractérisation écologique

Mise au point d’une méthode d’évaluation applicable aux étangs

Etude

Document réalisé le 6 janvier 2011

Chef de projet

Gudrun Bornette,

Beat Oertli, Véronique Rosset, Sandrine Angélibert, David Leclerc, Hepia

Caractérisation écologique des étangs de la Dombes


Etude Agence de l'Eau n° 2007 1488

Rapport technique final

Document réalisé le 6 janvier 2011

Chef de projet : Dominique Vallod, ISARA-Lyon

Alexander Wezel, Joël Robin

Partenaires associés :

Gudrun Bornette, Florent Arthaud Université de Lyon I, UMR 5023


Jean Williot, IRIS Consultants

0

des étangs de la Dombes


Université de Lyon I, UMR 5023


2

Sommaire

Résumé .................................................................................................................................................... 4 1 Positionnement de l’étude conduite ............................................................................................... 5

1.2 Objectifs du programme ......................................................................................................... 6

1.3 Description de la Dombes ....................................................................................................... 7

2 Méthodologie .................................................................................................................................. 8 2.1 Sélection des métriques et indices multi-métriques ............................................................... 8

2.2 Méthodologie de terrain et de laboratoire pour l’acquisition des métriques à tester ........... 9

2.2.1 Teneurs en nutriments des sédiments des étangs .......................................................... 9

2.2.2 Teneur en nutriments de l’eau des étangs ...................................................................... 9

2.2.3 Composition et abondance du phytoplancton .............................................................. 10

2.2.4 Echantillonnage de la végétation établie ...................................................................... 10

2.2.5 Echantillonnage de la banque de propagules ............................................................... 11

2.2.6 Macroinvertébrés du littoral ......................................................................................... 12

2.2.7 Benthos de la partie profonde = macroinvertébrés du centre ..................................... 12

2.2.8 Odonates adultes .......................................................................................................... 14

2.2.9 Amphibiens .................................................................................................................... 14

2.2.10 Habitats des alentours des étangs, occupation du sol des bassins versants ................ 15

2.3 Démarche de sélection des métriques et indices multi-métriques ...................................... 15

3 Résultats : Evaluation de l’état observé ........................................................................................ 17 3.1 Cas particulier des paramètres physico-chimiques estimant le niveau trophique ............... 17

3.2 Sélection des métriques ........................................................................................................ 18

3.2.1 Métriques simples ......................................................................................................... 18

3.2.2 Indices multi-métriques intra-compartiments biologiques .......................................... 19

3.3 Recherche d’un indice multi-métrique inter-compartiments biologiques ........................... 21

3.4 Synthèse des indicateurs retenus ......................................................................................... 21

3.5 Propositions des limites de classes de qualité DCE pour les indicateurs retenus ................. 24

3.5.1 Phytoplancton ............................................................................................................... 25

3.5.2 Végétation aquatique .................................................................................................... 26

3.5.3 Macroinvertébrés .......................................................................................................... 28

3.6 Qualité écologique des étangs étudiés selon les métriques retenues .................................. 31

4 Résultats : évaluation du fonctionnement à long terme .............................................................. 36 4.1 Macrophytes .......................................................................................................................... 36

4.2 Macroinvertébrés du centre ................................................................................................. 41

4.3 Guide pratique pour la mesure des métriques retenues (incluant la méthodologie de terrain) ............................................................................................................................................... 43

4.3.1 Macrophytes et banque de graines ............................................................................... 43

4.3.2 Macroinvertébrés du littoral ......................................................................................... 43

5 Perspectives ................................................................................................................................... 44

3

5.1 Habitats des alentours des étangs et occupation des sols des bassins versants .................. 44

5.2 Les Odonates adultes comme indicateur de la qualité de l’environnement des étangs ...... 46

6 Conclusion ..................................................................................................................................... 46 Références ............................................................................................................................................. 48 Annexes ................................................................................................................................................. 51 Productions des partenaires du programme ........................................................................................ 64

4

Résumé

En 2000, les États de l’Union européenne ont signé une directive cadre sur l’eau (DCE) qui vise à

rétablir, d’ici 2015, le bon état écologique de tous les milieux aquatiques, rivières, eaux souterraines,

zones humides, littoral, sauf dérogations justifiées par des raisons techniques ou économiques. Face

à l’absence de liste définie d’indicateurs, il convenait de développer des outils de diagnostic et de

caractérisation de l’état écologique des étangs piscicoles en particulier.

Un total de 83 étangs dombistes a donc été suivi sur trois ans, dont 8 étangs chaque année.

Différents paramètres de la physico-chimie de l’eau et des sédiments ont été suivis. L’analyse de la

biodiversité a été menée pour le phytoplancton, la végétation aquatique, les macroinvertébrés

aquatiques, les libellules adultes, les amphibiens. Les pratiques piscicoles et agricoles ont été

enquêtées auprès des propriétaires et gestionnaires d’étangs.

Les résultats mettent en avant la diversité spécifique importante observée et montrent que les

pratiques agropiscicoles en place entretiennent une richesse écologique remarquable pour ces

milieux. L’excès de nutriments dans l’eau semble cependant un facteur de diminution de la

biodiversité de certains groupes biologiques. Les étangs présentant une variabilité interannuelle

importante, l’observation des indicateurs une année donnée peut amener à une interprétation très

temporaire du bon état écologique. Il semble donc important de compléter par des descripteurs du

fonctionnement à long terme de l’étang, qui fassent abstraction de la variabilité interannuelle.

Nous proposons que l’évaluation de l’état écologique d’un étang de la Dombes repose sur la

combinaison de son potentiel de production piscicole et de 3 indicateurs prioritaires, le

phytoplancton, les macrophytes et les macroinvertébrés. La définition des limites de classe pour

chacun de ces indicateurs reste encore à affiner. On peut retenir actuellement que 11 étangs

seraient classés « dégradés » selon au moins un des trois indicateurs retenus, un seul serait classé

« dégradé » par les 3 ensemble. 78 étangs se positionnent comme « non-dégradés » selon les

indicateurs retenus.

Proposer un protocole pertinent d’évaluation de l’état écologique des étangs nécessite de valider les

métriques retenues sur un nouveau jeu d’étangs de la Dombes et d’étangs externes à la Dombes de

manière à généraliser cette première approche.

5

1 Positionnement de l’étude conduite

1.1.1 Contexte des travaux conduits

L’écosystème étang est décrit et loué tant par les agronomes (Billard 1995) que par les

environnementalistes (Fustec & Lefeuvre 2000) et ce système de production est directement

concerné par les objectifs de gestion durable de l’agriculture.

Son fonctionnement a fait l'objet d’études compartimentales basées sur les cycles de l'azote

(Beaupied 1980), du phosphore (Boyd 1971), l'activité de l'interface eau-sédiments (Bertru 1980) ou

encore celle des décomposeurs (Lesel 1980) ou, au contraire, d’analyses plus globales (Balvay 1980;

Sevrin-Reyssac 1995) basée sur le fonctionnement des réseaux trophiques. Ces connaissances

permettent de comprendre la complexité des mécanismes impliqués dans le fonctionnement, les

acteurs décisifs de ce fonctionnement (Chahuneau & Des Clers 1980 ; Ginot 1990), ainsi que les

modes d'intervention (Hansson et al. 1998 ; Jeppesen et al. 1999a ; Jeppesen et al. 1999b). La qualité

de l'eau et ses caractéristiques physico-chimiques jouent un rôle essentiel dans la productivité de

biomasse, y compris de poissons (Boyd 1979, 1985 ; Lauridsen et al. 2003). Par exemple, le

compartiment algal apporte des informations sur la production piscicole (Barbe et al. 1999).

En 2000, les États de l’Union européenne ont signé une directive cadre sur l’eau (DCE) qui vise à

rétablir le bon état écologique de tous les milieux aquatiques (rivières, eaux souterraines, zones

humides, littoral) d’ici 2015, sauf dérogations justifiées par des raisons techniques ou économiques.

En tenant compte de ce cadre réglementaire, et face à une demande sociale croissante, il convient

de développer des travaux de recherche sur les outils de diagnostic de l’état de l’écosystème-étang.

Aujourd’hui, il n’existe pas de liste définie d’indicateurs pour évaluer l’état écologique des étangs. Les

connaissances manquent particulièrement sur la mise en corrélation d’indicateurs de biodiversité

avec le fonctionnement trophique d’un étang, afin de définir l’équilibre trophique optimisant la

biodiversité végétale et animale. En effet, les rares travaux sur ce type de plans d’eau traitent les

problématiques de fonctionnement trophique (Danger et al. 2009; Gulati & van Donk 2002; Hansson

et al. 1998), souvent indépendamment des indicateurs de biodiversité (Gee et al. 1997 ; Oertli et al,

2005 ; Declerck et al. 2005 ; Scheffer et al. 2006).

La Dombes, territoire géographique regroupant 1100 étangs est une zone humide reconnue

pour sa biodiversité. Les étangs de la Dombes sont gérés traditionnellement depuis plusieurs siècles

pour répondre à l'attente des pisciculteurs, des agriculteurs et des chasseurs. A ces usages divers

s'est ajouté un rôle de préservation de la biodiversité avec notamment des enjeux formalisés dans le

cadre de Natura 2000 et de la DCE. Pour autant, nous ne possédons actuellement que des notions

très incomplètes du fonctionnement de tels écosystèmes au sein de leur environnement, en

particulier en ce qui concerne les critères favorisant le maintien de la biodiversité. Les étangs de la

Dombes requièrent donc la mise en place d'une méthode spécifique d’évaluation écologique,

incluant des aspects physico-chimiques, faunistiques et floristiques, en tenant compte des activités

qui y sont développées et des spécificités de leur environnement. Cette méthode devrait être

facilement transposable à d’autres types de zones humides continentales dont le fonctionnement

hydrologique est proche.

Parmi les indicateurs précisant le fonctionnement trophique des étangs, le dosage des

nutriments de l’eau et des sédiments comme les teneurs en azote, phosphore, matières organiques,

et de certains paramètres abiotiques de base (e.g. pH, oxygène dissous, calcium, sulfates) sont

6

indispensables pour établir un niveau moyen de disponibilité en éléments nutritifs (Jones et al. 2002;

Michelutti et al. 2002; Smolders et al. 2006). Au sein des indicateurs biologiques, la caractérisation

du peuplement phytoplanctonique apparaît également incontournable comme intégrateur

instantané du niveau trophique d’un plan d’eau, les liaisons entre les caractéristiques physico-

chimiques de la masse d’eau et la structure de ce peuplement étant directes (Zhu et al. 2010). Par

ailleurs, son abondance affecte fortement la végétation selon la théorie des équilibres alternatifs,

lorsque l’eutrophisation augmente (Blindow et al. 1993; Scheffer et al. 1993 ; Moss et al. 1996 ; Janse

et al. 1998).

Plusieurs indicateurs de biodiversité sont considérés comme importants, en particulier ceux

proposés par les groupes de travail pour l’établissement de la directive cadre sur l’eau. La végétation

immergée ou de bordure, les odonates et les macro-invertébrés aquatiques sont sans conteste les

indicateurs en général considérés comme les plus pertinents pour caractériser les écosystèmes

aquatiques, et en particulier les étangs. Ils sont reconnus comme des groupes clés dans l’évaluation

écologique des milieux aquatiques, avec en leur sein des espèces bio-indicatrices de la qualité de

l’eau (Stelzer et al. 2005 ; Schneider 2007). En outre, chaque habitat ou mosaïque d’habitats,

caractérisé par la structure des différentes strates végétales, présente un cortège d’espèces

particulier, que ce soit pour les odonates ou les macro-invertébrés. En revanche, pour un certain

nombre de ces indicateurs, plusieurs modalités protocolaires sont à adapter aux étangs, les

méthodes classiquement appliquées faisant référence à des démarches développées pour les eaux

courantes (macro-invertébrés et végétation, notamment).

Il convient donc d’approfondir nos connaissances sur le suivi écologique de tels milieux, d’une

part en étudiant les aspects protocolaires afin d’adapter une méthode standardisée d’évaluation, et

d’autre part en sélectionnant des indicateurs intégrant le mieux le fonctionnement écologique de ces

systèmes. Ces deux objectifs seront poursuivis en relation avec les équipes participant à l’EPCN

(European Pond Conservation Network) et en collaboration avec les scientifiques à l’origine de la

méthode PLOCH (évaluation écologique des plans d’eau suisses). Un groupe de travail regroupant

des chercheurs du CNRS et de l’Université Lyon I, de l’Ecole d’Ingénieurs HEPIA (Suisse) et de l’ISARA-

Lyon, associé à un bureau d’études (IRIS Consultants), a été constitué pour définir les méthodes

d’évaluation écologique à développer sur ce type de milieu.

1.2 Objectifs du programme

La description de l’état écologique de la masse d’eau découle de l’approche DCE adaptée par le groupe projet Dombes aux étangs piscicoles. Sur ces masses d’eau anthropisées, créées par l’homme à des fins de production piscicole, nous considérons que :

• Le bon état piscicole traduit une production régulière d’année en année avec une production significative entre 250 et 400 kg/ha associés à quelques paramètres abiotiques pertinents à déterminer.

• Le bon état biologique d’un étang piscicole est illustré par sa biodiversité, soit une diversité élevée associée à un nombre d’espèces rares ou endémiques dans le référentiel des 100 étangs de la Dombes.

• Le croisement de ces 2 données reflète le bon état écologique d’un étang piscicole traduit par un/des indicateurs abiotiques et biotiques.

7

Le programme de recherche conduit vise ainsi trois objectifs:

o définir les méthodes d’évaluation écologique adaptées aux étangs, des aspects protocolaires

jusqu’à la définition d’indicateurs, en tenant compte en particulier de la variabilité spatio-

temporelle de leur fonctionnement.

o mettre en relation sur une centaine de sites de la Dombes un grand nombre d’indicateurs

plus ou moins classiquement utilisés dans le monitoring écologique des étangs.

o étudier la structure du bassin versant des étangs et les caractéristiques hydrologiques à

l’amont, afin d’élargir le champ d’investigation sur le fonctionnement de ces masses d’eau

peu profondes très dépendantes de leur environnement proche.

1.3 Description de la Dombes

La Dombes est située dans la région Rhône-Alpes, dans le sud-ouest du département de l’Ain et

au nord-est de Lyon. C’est un plateau d’environ 100 000 ha. Son assise géologique remonte au

Tertiaire moyen puis récent, âgée de - 33 à - 5 millions d’années (Bernard & Lebreton 2007). La

Dombes a été ensuite façonnée par l’action des glaciers alpins au quaternaire. Le plateau, incliné

légèrement vers le nord, possède une pente très faible. Son altitude oscille entre 211 m et 328 m

(Natura 2000). La région présente des dépressions topographiques naturelles, occupées

actuellement par près de 1100 étangs. Il est possible de distinguer plusieurs Dombes : la grande

Dombes administrative, qui couvre une surface de 1300 km², la Dombes dite des étangs pour une

surface de 1000 km² et la Dombes centrale, la plus riche en eau, qui a une surface de 700 km²

(Bernard & Lebreton 2007).

Les glaciers alpins ont déposé des moraines qui sont à l’origine de la nature très argileuse,

caillouteuse et sableuse de la terre, le tout formant une couche imperméable. Les sols les plus

fréquents en Dombes sont composés de limons dégradés, lessivés, hydromorphes et pauvres en

matière organique (Vinatier 1983). Ces sols sont asphyxiants, plutôt acides, froids et certains

minéraux font défaut, comme le calcium et le potassium (Bernard & Lebreton 2007). Ils sont

perméables quand ils sont secs et imperméables quand ils sont humides, car l’argile est rapidement

saturée. L’activité biologique des sols dombistes est faible et le cycle de l’azote est ralenti. La

minéralisation de l’azote organique est peu intense en situation d’hydromorphie et accélérée par

l’assèchement.

Le climat est soumis à des influences océaniques assez dégradées en raison de l’éloignement de

la mer, caractérisé par de fortes précipitations à la fin de l’hiver et au début du printemps. D’une

manière générale, la Dombes subit des hivers souvent longs, froids et pluvieux en fin de saison. Le

vent souffle généralement du sud au nord ou du nord au sud (Météo France). La pluviométrie oscille

de 900 mm à l’ouest des Dombes à 1 300 mm à l’est. Le bilan hydrique est négatif en été. La

température annuelle moyenne est de l’ordre de 11°C (Goubier-Martin 1991 ; Météo France).

A cause du relief du plateau, les cours d’eau de la Dombes ont de faibles débits. Les principaux

cours d’eau, qui prennent leur source en étangs, sont la Veyle, la Chalaronne, le Toison, le Formans

et le Longevent (DGEAF1, 2004). Il existe peu de sources dans la région, les cours d’eau sont donc

principalement alimentés par les précipitations et par la vidange des étangs. Ils se jettent pour la

1 Document de Gestion de l'Espace Agricole et Forestier.

8

plupart dans la Saône, en suivant l’inclinaison du plateau vers le nord. Le réseau hydraulique

construit par l’homme est dense. Il se compose de canaux ordinaires et de rivières de détourne. Les

canaux ordinaires permettent de relier entre eux les étangs. Les rivières de détourne permettent à

l’eau de contourner un étang inférieur pour se jeter dans un étang ou dans un canal ordinaire plus en

aval (DGEAF 2004 ; Raynal, 2005).

Du point de vue de la réglementation, un étang est une "masse d’eau artificiellement stagnante

de faible profondeur, plus ou moins complètement vidangeable à une fréquence variable et destinée

à l’élevage du poisson, cette activité piscicole repose sur un élevage extensif et sur la gestion du

milieu, qui constitue un véritable écosystème" (Balvay 1980). La surface moyenne des 1 100 étangs

que compte la Dombes est de 8 ha, une dizaine d’étangs font plus de 50 ha et un seul fait plus de

100 ha. Ils ont des formes et des dimensions variées. Sous la pression de la chasse, le nombre de

petits étangs a tendance à augmenter (Sceau 1980). Les étangs de la Dombes sont souvent disposés

en chapelet et sont alimentés pour la plupart par les précipitations sur leur bassin versant et par la

vidange ou le trop-plein des étangs se situant en amont. Le bassin versant d’un étang correspond à

l’espace géographique qui collecte les eaux vers l’étang. Les étangs ont une profondeur moyenne au

centre de 1,5 m. Leur faible profondeur permet souvent une pénétration de l’énergie lumineuse dans

la majeure partie de la colonne d’eau. Le faible volume associé à cette profondeur a aussi pour

conséquence de rendre la masse d’eau très instable, avec une succession rapide de phénomènes de

stratification/déstratification en lien avec les variations des paramètres environnementaux.

2 Méthodologie

2.1 Sélection des métriques et indices multi-métriques

L’étude a été conduite sur 83 étangs dont 8 étangs pluriannuels, soit au total 99 étangs-année

(Annexe 1).

Les métriques retenues doivent être indicatrices de l’état écologique (bon, très bon, mauvais).

Les groupes d’indicateurs considérés comme pertinents font référence au fonctionnement trophique

de l’écosystème aquatique et à la biodiversité de ces milieux. Ces groupes peuvent être précisés

comme suit :

o qualité physico-chimique du sédiment (N, P, Ca, pH, matière organique).

o qualité physico-chimique de l'eau (N, NO3, NH4, P, Ca, PO4).

o composition floristique, biomasse et concentration du phytoplancton,

o composition, répartition et richesse en macrophytes immergés et en hélophytes.

o composition de la banque de graines.

o composition, abondance et richesse des invertébrés benthiques (de la zone de bordure et de

la zone centrale des étangs). Les macroinvertébrés sont utilisés pour leur capacité

intégratrice, par rapport à la chimie de l’eau par exemple.

o richesse en odonates.

o richesse en amphibiens.

o résultats des pêches.

9

Des analyses complémentaires ont été réalisées pour caractériser les alentours proches des

étangs et leurs habitats. Pour mieux connaître l’influence des pratiques agricoles sur la qualité

physico-chimique de l’eau et du sédiment, l’occupation du sol dans les bassins versants des étangs a

été aussi analysée. De plus, le transfert des nutriments dans des fossés alimentant un étang a pu être

mesuré.

Rappel de définitions utilisées dans la suite du document :

- Paramètre : variable biologique ou abiotique suivie

- Métrique : Selon Porcher (2009), « Une métrique est une valeur attribuée à une caractéristique du peuplement ou du milieu sensible aux perturbations anthropiques. En biologie, la métrique sera une caractéristique du peuplement (par exemple le nombre d’espèces observées, la densité d’une espèce ou d’un groupe d’espèces, la structure en taille d’une population,…) dès lors que cette caractéristique présente une évolution univoque sous l’effet des pressions anthropiques. En chimie, la métrique est un résultat de calcul portant sur les concentrations d’une substance ou d’un groupe de substances influencées par des pressions anthropiques ».

- Indice multimétrique : Selon Porcher (2009), « Pour évaluer un élément de qualité, on assemblera plusieurs métriques, en sélectionnant notamment celles qui correspondent aux critères affichés par la directive. L’assemblage des métriques fournit un indice »

- Indicateur : terme général regroupant les métriques et les indices multimétriques

- Trophie : niveau de ressources (azotée et phosphorée) qui régit la productivité d’un écosystème. L’eutrophisation consiste en l’augmentation de ces ressources, de la productivité et donc de la vitesse d’accumulation de la matière organique dans l’écosystème (Kleinman & Sharpley 2001). Le niveau de richesse en éléments nutritifs, associé à la biomasse phytoplanctonique, permet d’estimer le niveau trophique.

2.2 Méthodologie de terrain et de laboratoire pour l’acquisition des

métriques à tester

2.2.1 Teneurs en nutriments des sédiments des étangs

Les analyses de sédiments ont porté sur la totalité des étangs suivis, à raison de deux

campagnes en mars et octobre. Les prélèvements de sédiment dans les étangs sont effectués à l'aide

d’une benne Eckman. Chaque échantillon intègre 3 prélèvements par étang. Les secteurs

explorés sont définis en fonction de la morphologie particulière des étangs. Cette opération est

réalisée en fin d'hiver (mars/avril) ou en fin d'été (septembre/octobre). Les analyses physico-

chimiques portent sur : pH (méthode NFX31-117), carbone organique total (méthode ISO 10694 et

exprimé en g/kg de C), azote total (méthode ISO 13878 et exprimé en g/kg de N), phosphore

échangeable ou assimilable (méthode NFX 31-160 et exprimé en g/kg de P2O5), calcaire (méthode

NFX 31-105 et exprimé en g/kg de CaCO3) et calcium total (méthode NFX 31-108 et exprimé en g/kg

de Ca). Pour les étangs suivis en continu pendant les trois ans, ces analyses ont été répétées chaque

année. Les analyses ont été confiées à un laboratoire d'analyses spécialisé : CESAR.

2.2.2 Teneur en nutriments de l’eau des étangs

Les analyses d’eau ont été effectuées à un rythme bimensuel au mois de mars, avril, septembre

et octobre. Des analyses hebdomadaires ont concerné l’ensemble des sites entre mai et août. Les

prélèvements d'eau brute ont été effectués à l'aide d'une colonne d'eau de 1 m dans la zone de

profondeur moyenne. Ils ont été conservés à 4°C jusqu'à l'analyse au laboratoire au moyen de

microméthodes Hach® normalisées (minéralisateur et spectrophotomètre modèle DR/2400). Les

10

paramètres suivants ont été analysés : azote ammoniacal (méthode au salicylate et exprimé en mg L-1

de N-NH3), nitrates (méthode à l’acide chromotropique et exprimé en mg L-1 de N-NO3-), azote total

(méthode par digestion au persulfate et exprimé en mg L-1 d'azote), phosphore total (méthode par

digestion au persulfate en milieu acide et exprimé en mg L-1 de phosphore), phosphates (méthode au

molybdate en milieu acide et exprimés en mg L-1 de PO43-), calcium (méthode colorimétrique à l'EDTA

et exprimé en mg L-1 de Ca).

La température, la teneur en oxygène dissous, le pH et la conductivité de l'eau ont été mesurés

in situ à l'aide d'un appareil multi-paramètres WTW multi 197i.

2.2.3 Composition et abondance du phytoplancton

Le suivi du phytoplancton a été réalisé sur l’ensemble des étangs selon la fréquence définie pour

les analyses d’eau. Il repose sur des dosages de chlorophylle-a, sur l'estimation de la biomasse, de la

concentration cellulaire et sur le dénombrement qualitatif du phytoplancton au genre de la même

façon et au même rythme que les prélèvements d’eau.

Pour l’estimation de la biomasse par la teneur en chlorophylle-a, un litre d'eau brute a été

prélevé avec une colonne d'eau puis filtré avant extraction des pigments et mesure au

spectrophotomètre. Le calcul de la concentration en chlorophylle-a s'effectue par la formule adaptée

de Parsons et Strickland (1963).

Une première détermination des espèces phytoplanctoniques a été faite sous microscope à

partir d'un prélèvement effectué par trait de filet conique de maille 10 µm. L'abondance de chaque

genre a été définie en effectuant un dénombrement et un calcul de son taux de recouvrement

moyen, selon la méthode définie par Barbe et al (1999). L'abondance relative d'un genre est calculée

en tenant compte de la somme des abondances de l'ensemble des genres recensés.

La densité cellulaire des taxons dominants a été effectuée au microscope inversé selon la

technique d'Utermöhl (1958). Celle-ci a été adaptée au contexte de fortes concentrations observées

avec l’utilisation de cellules de Nageotte.

2.2.4 Echantillonnage de la végétation établie

La végétation a été échantillonnée en été, dans 34 étangs du 13 au 27 juin 2008 et dans 33

étangs du 16 au 30 juin 2009. L’échantillonnage a été réalisé à l’aide de quadrats de 4 m², disposés le

long de 5 transects parallèles au sens d’écoulement de l’eau. Dans tous les étangs, les 5 transects

sont situés sur les rives droites et à gauche, le long de la ceinture d’hélophytes, au centre de l’étang

et à mi distance entre le transect central et les transects latéraux. Les quadrats d’échantillonnage

sont séparés de 50 mètres et régulièrement distribués le long de chaque transect, ainsi le nombre de

quadrats est proportionnel à la superficie de l’étang (figure 1).

11

Figure 1 : Plan d'échantillonnage de la végétation établie (à gauche) et de la banque de propagules (à droite).

Pour chaque quadrat, les plantes aquatiques flottantes et submergées sont déterminées à

l’espèce, en incluant les angiospermes, les characées, les ptéridophytes et les bryophytes.

Le pourcentage de recouvrement de chaque espèce est estimé en utilisant l’estimation de

Braun-Blanquet, qui diminue la variabilité des résultats entre différents échantillonneurs ((1 = 0 à 5%;

2 = 5 à 25%; 3 = 25 à 50%; 4 = 50 à 75%; 5 = 75 à 100%). Cependant, l’estimation de Braun-Blanquet

présente des inconvénients liés au biais associé à l’analyse numérique (van der Maarel 2009), et au

fait que le recouvrement est surestimé quand on somme toutes les espèces présentes dans un

cadrat. Par exemple, un cadrat avec 5 espèces avec un score de 1 (0 à 5%) aura finalement le même

score de recouvrement qu’un quadrat avec une espèce avec un score de 5 (75 à 100%). Pour

résoudre ce problème, le score est converti en la valeur moyenne du pourcentage de recouvrement

pour chacun des 5 scores (2.5%; 15%; 37.5%; 62.5% and 87.5%).

La ceinture d’hélophytes à été échantillonnée au niveau de chaque quadrat situé le long d’une

rive. Le nombre d’espèces n’est pas exhaustif car l’échantillonnage a été fait sans parcourir

entièrement la ceinture, et est uniquement destiné à avoir un aperçu des espèces dominantes

présentes dans les ceintures. L’abondance de chaque espèce a là aussi été estimée en utilisant la

méthode de Braun-Blanquet avec les mêmes corrections que pour les plantes aquatiques.

2.2.5 Echantillonnage de la banque de propagules

Les propagules sont considérées comme chaque structure ayant une fonction de dispersion ou

de propagation, telles que les graines, les spores ou les fragments végétatifs capables de croitre

lorsqu’ils sont séparés de la plante mère (Allaby 1992 ; Combroux et al. 2001).

Pour quantifier les banques de propagules, des échantillons de sédiments ont été collectés dans

13 étangs en mars 2008 et 13 autres en 2009. Chaque étang a été divisé en 3 sections, amont, centre

et aval, et échantillonné sur une moitié le long de ce gradient amont-aval. Pour chaque section, trois

transects perpendiculaires au sens d’écoulement et séparé de 10 mètres ont été échantillonnés. Les

échantillons ont été collectés à 3 profondeurs: 40, 70 et 80 centimètres (à la première rencontre de

la profondeur requise en s’éloignant de la rive le long du transect). Chaque échantillon consiste à

prélever trois carottes de sédiment d’un diamètre de 5cm, collectées aléatoirement dans un cercle

50m

5m

1/4 larg.

10m

70 cm

80 cm

40 cm

1m 5cm

Amont

Aval

12

de 1 mètre de diamètre. Seuls les 5 premiers centimètres de sédiments sont conservés, considérant

que c’est la profondeur maximum à laquelle la germination peut avoir lieu (Dugdale et al. 2001).

La composition et l’abondance de la banque de propagules sont estimées à partir de la méthode

d’émergence. Elle ne prend pas en compte toutes les propagules présentes dans la banque, mais elle

est ainsi considérée comme une mesure correcte de la part active de la banque (Van der Valk & Davis

1978 ; Boedeltje et al. 2002). Des boites en plastique (24cm x 18cm x 10cm) sont remplies avec 3 cm

de sable de rivière lavé pour obtenir une épaisseur de sédiments suffisante pour l’enracinement des

plantes. Chaque échantillon, composé de 3 carottes de sédiments, est mélangé et disposé de façon

homogène sur le dessus du sable dans une boite (l’épaisseur finale du sédiment est

approximativement de 1 cm). Toutes les boîtes sont ensuite remplies avec de l’eau de pluie,

maintenue au niveau maximal tout au long du suivie. L’eau de pluie est utilisée car elle a un pH

similaire à celle de l’eau dans les étangs (légèrement acide dû au sol argileux) et est dépourvue de

graines. L’émergence des propagules est réalisée dans une salle climatisée avec une température de

l’air de 25°C, une photopériode de 12h lumière et 12h d’obscurité.

L’émergence des propagules est suivie pendant un an, de mars jusqu’à février de l’année

suivante. Les individus émergents sont régulièrement identifiés, comptés et retirés de la boîte pour

éviter des phénomènes de compétition et des effets allélopathiques. La plupart des individus sont

identifiés à l’espèce, mais certains n’ont pu être identifiés au delà du genre.

2.2.6 Macroinvertébrés du littoral

Les macroinvertébrés du littoral ont été échantillonnés fin-mars (avant la période d’émergence

de réchauffement de l’eau et donc de la majorité des insectes) dans la zone littorale des étangs, dans

une zone de profondeur comprise entre 30 et 50 cm. Les échantillons sont prélevés dans le

mésohabitat dominant (White & Irvine 2003), les accumulations de matière organique particulaire :

généralement macrophytes sénescents ou feuilles mortes provenant de la végétation ligneuse

terrestre (CPOM, Coarse Particulate Organic Matter et FPOM, Fine Particulate Organic Matter). Les

échantillons sont prélevés avec un filet emmanché d’ouverture de 10 cm sur 14 cm (vide de maille de

5 mm) selon la méthode de prélèvement PLOCH/IBEM (Angelibert et al. 2010; Indermuehle et al.

2010; Oertli et al. 2005) : 30 secondes de mouvements énergiques de va-et-vient au-dessus du

substrat par échantillon élémentaire. Le nombre d’échantillons élémentaires par étang est en

relation avec la taille des étangs (5 à 15 prélèvements par étang).

Les macroinvertébrés ont tous été déterminés au niveau de la famille. Les Coléoptères et les

Gastéropodes sont toutefois déterminés au niveau du genre. Concernant les Coléoptères, seuls les

groupes considérés comme aquatiques (Annexe 2) ont été déterminés. Certains groupes particuliers,

comme les Acarina et les Arachnides, n’ont pas été déterminés et sont considérés comme un seul

taxon. Les Oligochètes et les individus au stade nymphal (Diptères, Trichoptères,…) n’ont pas été pris

en considération.

Sur la base de ces données, 35 métriques ont été calculées (Annexe 3Annexe ), basées sur (i) la

richesse taxonomique, (ii) l’abondance et (iii) la diversité.

2.2.7 Benthos de la partie profonde = macroinvertébrés du centre

Les macroinvertébrés ont été échantillonnés à la fin de l'été (dernière semaine d'août ou

première semaine de septembre) au cours des années 2007, 2008 et 2009. Le protocole proposé est

13

inspiré de la Norme Afnor NF T90-391 (mars 2005) relative à l'IOBL (Indice Oligochètes de

Bioindication Lacustre). Les sédiments sont prélevés à l'aide d'une benne d'Eckman. Un échantillon

est constitué par une surface de sédiments d'environ 0,1 m², ce qui équivaut à réaliser 4 bennes

d'Eckman. Chaque plan d'eau est caractérisé par un seul échantillon. Deux bennes sont effectuées à

la profondeur maximale accessible à pied (jusqu'à 120 cm) et deux autres bennes sont réalisées à

plus faible profondeur (environ 50% de la profondeur moyenne des deux premières bennes). Les

quatre bennes sont séparées par une distance minimale de 10 mètres. Dans la mesure du possible,

les différents prélèvements sont effectués dans le secteur de la vanne de sortie, en veillant toutefois

à ne pas trop s'en rapprocher afin d'avoir des conditions les plus représentatives de l'ensemble de

l'étang. Le contenu des bennes est filtré sur le terrain avec un tamis de 0,315 mm de vide de maille.

Le résidu de cette filtration est fixé au formol à 5%.

En ce qui concerne les indicateurs basés sur les oligochètes, le niveau retenu est l'espèce ou un

ensemble taxonomique plus général (genre, famille, groupe…) pour les individus immatures d'un

certain nombre de taxons (cités dans l'annexe C de la norme AFNOR NF T90-390 relative à l'IOBS).

Pour les indicateurs concernant l'ensemble des macroinvertébrés, le niveau d'identification retenu

est celui préconisé par la norme AFNOR XP T90-388 de juin 2010 relative au traitement au

laboratoire d'échantillons contenant des macroinvertébrés de cours d'eau sauf pour les Oligochaeta

et les Chironomidae où la détermination est généralement poussée au genre.

Les indicateurs testés sont au nombre de 8, incluant 4 métriques (IOD, IOR, NTM et Biomac) et 4

indices (IOBL, Biomac & IOBL, Biomac & NTM et Biomac & IOD)

• IOD constitue la part "densité" de l'indice IOBL (norme Afnor NF T90-391). Elle est égale à 3log10 (D+1) où D est la densité en oligochètes pour 0,1 m².

• IOR constitue la part "richesse" de l'indice IOBL (norme Afnor NF T90-391). Elle est égale au nombre total de taxons (identification poussée à l'espèce dans la mesure du possible) parmi 100 oligochètes tirés au hasard dans le prélèvement.

• NTM est égale au nombre de taxons de macroinvertébrés parmi 100 macroinvertébrés (incluant les oligochètes) tirés au hasard dans le prélèvement. Le niveau d'identification retenu est celui préconisé par la norme XP T90-388 de juin 2010 relative au traitement au laboratoire d'échantillons contenant des macroinvertébrés de cours d'eau sauf pour les Oligochaeta et les Chironomidae où la détermination est poussée au genre.

• Biomac mesure la sensibilité du peuplement de macroinvertébrés à la charge biodégradable du plan d'eau. Cette sensibilité est obtenue à partir de la moyenne de la sensibilité des taxons présents en donnant davantage de poids aux taxons particulièrement abondants. (références où ce type de métrique est utilisé : normes AFNOR NF T90-354 et NF T90-395 relatives aux indices IBD et IBMR, norme DIN 38410-1 relative au Saprobien Index allemand, Golovatyuk et al. 2008, Ruse 2010…).

• IOBL, Indice Oligochètes de Bioindication Lacustre, est obtenu en sommant les deux métriques IOD et IOR → IOBL = IOD + IOR. Cet indice a fait l'objet d'une norme Afnor dont la référence est NF T90-391.

• Les indices multimétriques Biomac & IOBL, Biomac & NTM et Biomac & IOD, sont des combinaisons entre les indicateurs précédents. Ils sont chacun obtenus à partir de la moyenne entre les deux indicateurs de référence après une standardisation de leur valeur. Celle-ci s'obtient par le calcul suivant :

14

minmax

min

VV

VVoVs

−−=

où Vs = Valeur standardisée, Vo = valeur observée, Vmin et

Vmax = valeur observée minimale et maximale parmi tous les

échantillons

2.2.8 Odonates adultes

L’échantillonnage des Odonates est basé sur la méthodologie standardisée PLOCH/IBEM

(Angelibert et al. 2010; Indermuehle et al. 2010; Oertli et al. 2005). Deux sorties de terrain ont été

effectuées pour chaque étang (mai-juin et juillet-août). Les sorties de terrain ont eu lieu durant la

période de vol des libellules : par temps chaud (20°C < T° < 30°C) et ensoleillé, par vent nul ou faible,

entre 11h30 et 16h30. La méthode a consisté à effectuer des relevés le long de plusieurs secteurs de

rives (placettes rectangulaires de 10m x 30m) distribués sur les principaux habitats (roselières,

cariçaies, jonchaies …) et couvrant 1/6ème de la longueur des rives de chaque étang (4 à 14 secteurs

par étang selon la surface du milieu).

Seules les espèces autochtones ont été prises en considération. Une espèce est considérée

comme autochtone si un des 7 critères suivants est relevé lors des sorties (adapté de Chovanec &

Waringer (2001) ):

1. Présence d’immatures

2. Présence de larves

3. Présence d’exuvies

4. Comportement de reproduction (accouplement et/ou ponte)

5. Espèce abondante (> 2 individus pour les Anisoptères, >3 individus pour les Zygoptères)

6. Présence durant les 2 campagnes de terrain

7. Espèce fréquente (présente sur au moins 2 secteurs)

Six métriques différentes ont été calculées (Annexe 4), en relation avec : (i) la richesse

spécifique, (ii) la valeur de conservation et (iii) la présence d’espèces bioindicatrices.

2.2.9 Amphibiens

La stratégie d’échantillonnage des Amphibiens utilisée a pour objectif de recenser les espèces

patrimoniales : la Rainette verte (Hyla arborea), le Crapaud calamite (Bufo calamita) et le Triton crêté

(Triturus cristatus). Elle a été appliquée en 2008 sur 20 plans d’eau et en 2009 sur 13 plans d’eau.

La méthode développée dans le cadre de ce projet est une simplification de la méthodologie

standardisée proposée par le KARCH (Centre de coordination pour la protection des amphibiens et

des reptiles de Suisse) et reprise par la méthode IBEM-PLOCH (Oertli et al. 2005 ; Indermuehle et al.

2010 ; http://campus.hesge.ch/ibem). Deux sorties de terrain ont été effectuées pour chaque étang

(2è quinzaine d’avril ; 2è quinzaine de mai). Les inventaires ont été effectués durant l’optimum

d’activité des Amphibiens : entre une demi-heure après le coucher du soleil et les quatre heures qui

suivent lors de nuits douces sans vent ni pluie. La méthode a consisté à inventorier un secteur de

150m de rives placé dans une zone favorable (présence de végétation aquatique palustre, faible

profondeur, pente douce) dans lequel sont distribuées 5 stations de 30 mètres de long sur 1 à 4

mètres de large. Les amphibiens ont été inventoriés dans chaque station par capture à l’aide de

nasses ou par vision directe (torche) (Urodèles) et par écoute des chants (Anoures).

15

2.2.10 Habitats des alentours des étangs, occupation du sol des bassins versants

Pour la caractérisation des habitats dans une zone de 100 m autour des étangs et pour la

détermination de l’occupation de sol dans les bassins versants des étangs, des photos aériennes, de

cartes IGN Scan 25 et une carte de fonctionnement hydrologique de la Dombes ont été utilisés pour

établir une première version cartographique dans un système d’information géographique (SIG).

Ensuite, une vérification sur le terrain a été conduite. Les habitats ont été classifiés selon les

catégories établies par Bissardon & Guibal (1997).

Pour l’occupation du sol des bassins versants, cinq catégories ont été distinguées : champs

cultivés, prairies/pâturages/jachères, bois et forêts, habitation/construction agricoles, et autre types

d’occupation du sol. La délimitation des bassins versants a été effectuée à l’aide des photos

aériennes et des cartes déjà mentionnées et un travail de terrain.

Dans le bassin versant d’un étang, les concentrations en nitrates et phosphates ont été

mesurées dans un fossé alimentant l’étang, pendant ou après plusieurs événements pluviaux. Les

mesures ont été faites en deux lieux différents du fossé en distinguant un bassin versant amont et

aval. Les deux bassins sont caractérisés par une occupation du sol différente.

2.3 Démarche de sélection des métriques et indices multi-métriques

La sélection d’indicateurs (métriques et indices multimétriques) repose sur leur hiérarchisation

en fonction de leur efficacité à discriminer le bon état écologique de l’état dégradé. Une adaptation

de la procédure décrite par U.S.EPA (2002), Barbour et al. (1999) et Hering et al. (2006), qui a été

appliquée avec succès par plusieurs auteurs (e.g. Blocksom et al. 2002 ; Menetrey et al. 2010 ;

Solimini et al. 2008) a été utilisée afin de déterminer l’efficacité de chaque métrique à discriminer le

bon état écologique de l’état dégradé.

Cette procédure nécessite une étape préliminaire qui consiste en l’identification de sites

référence (= «très bon état écologique») et de sites dégradés indépendamment des métriques et

indices-multi-métriques à tester. Dans le cas présent des étangs de la Dombes, parmi les 99 étangs

étudiés (y compris les étangs suivis en pluriannuel), deux sets d’étangs ont été identifiés : un set

d’étangs « dégradés » (12 étangs) et un set d’étangs « référence » (13 étangs). Ces étangs ont été

identifiés par avis d’expert (D. Vallod, J. Robin) sur la base d’une perception globale (i) des pratiques

agro-piscicoles, (ii) de l’aspect général de l’étang (notamment en lien avec le phytoplancton et la

végétation aquatique) et (iii) de l’équilibre fonctionnel entre ces deux aspects, ceci indépendamment

des valeurs prises par les métriques.

La procédure appliquée consiste en trois critères évalués dans l’ordre suivant :

- Capacité de discrimination. Pour chaque indicateur, une forte capacité de discrimination est

montrée par un chevauchement minimal ou absent des espaces interquartiles de la

distribution des valeurs de l’indicateur entre les sites références (= «très bon état

écologique») et dégradés. Le test non-paramétrique U de Mann-Whitney permet d’attribuer

une valeur statistique à la différence entre les deux sets de données.

- Relative Scope of Impairment (RSI). Ce paramètre est calculé pour les étangs « référence »

selon Solimini et al. (2008). Il permet de comparer la variabilité inhérente de chaque

16

indicateur à capacité de discrimination égale. Un RSI supérieur à 1 est considéré comme trop

variable (Menetrey et al. 2010).

- Pourcentage de sites correctement classés, soit comme « dégradés » soit comme

« référence ».

Première étape : La distribution des valeurs de l’indicateur en fonction des sites identifiés au

préalable comme « dégradés » et « référence » (avis d’expert) est représentée à l’aide de

deux boxplots : boxplot 1 pour les sites dégradés, boxplot 2 pour les sites référence (Figure

2).

Deuxième étape : Des sites dégradés et référence sont identifiés sur la base des distributions

de l’indicateur: les sites ayant une valeur inférieure ou égale au 75e percentile du boxplot 1

sont identifiés comme dégradés et les sites ayant une valeur supérieure ou égale au 25e

percentile du boxplot 2 sont identifiés comme référence (Figure 2).

Troisième étape : Les sites identifiés comme référence et dégradés sur la base de l’indicateur

(étape 2) sont comparés aux sites identifiés comme référence et dégradés sur la base de

l’avis d’expert afin de calculer un pourcentage de sites correctement classés comme

référence et comme dégradés (Figure 2).

Relevons toutefois que cette méthode de calcul du pourcentage de sites correctement

classés désavantage les indicateurs à valeurs entières (par exemple « présence-absence »)

par rapport aux indicateurs à valeurs continues.

Figure 2 : Schéma représentant les 3 étapes pour le calcul du pourcentage de sites correctement classés, soit comme

« dégradés » soit comme « référence ». Etape 1 : distribution des valeurs de l’indicateur en fonction des sites identifiés

au préalable comme « dégradés » et « référence » par avis d’expert. Etape 2 : identification des sites comme

« dégradés » ou « référence » sur la base de l’indicateur. Les sites classés comme « dégradés » sont ceux ayant une

valeur inférieure ou égale au 75e percentile du boxplot 1. Les sites classés comme « référence » sont ceux ayant une

valeur supérieure ou égale au 25e percentile du boxplot 2. Etape 3 : comparaison des sites identifiés comme « dégradés »

et « référence » par avis d’expert aux sites identifiés selon l’indicateur afin de calculer le pourcentage de sites

correctement classés comme référence et comme dégradés.

17

3 Résultats : Evaluation de l’état observé

Cette évaluation est basée sur l’interprétation des variables d'état suivies sur une année et

permet donc une sélection des métriques dans le but d’établir un état annuel. L’évaluation présentée

ici va donc donner un état de la masse d’eau lié à son fonctionnement pendant l’année de suivi. Or,

les données concernant les huit sites suivis pendant les trois ans de suivis permettent de conclure

que la variabilité interannuelle peut être un frein important à l’établissement d’un état écologique.

Une partie ultérieure de ce rapport visera donc à définir des métriques plus intégratives du

fonctionnement des masses d’eau, en définissant non plus des métriques d’état mais des métriques

exprimant un potentiel. Ces deux sélections successives permettront de proposer une méthodologie

finalisée d’évaluation des étangs.

3.1 Cas particulier des paramètres physico-chimiques estimant le niveau

trophique

Les variables physico-chimiques suivies (différentes concentrations en nutriments dans l’eau et

les sédiments) ont fait l’objet d’une étude de variabilité spatiale (en différents points de l’étang) mais

aussi temporelle (en observant les variations observées). Les conclusions apportées par ces

différentes approches précisent d’une part que la variabilité spatiale intra-étang est très difficile à

contrôler, et d’autre part que les variations intra-site observées au niveau temporel sur les 22 dates

de prélèvement sont extrêmement variables. Nous avons donc jugé opportun de lisser ces variations

en calculant les médianes de chaque variable suivie.

Nous avons ensuite procédé à l’analyse des métriques potentielles permettant d’estimer l’état

trophique du plan d’eau. Les différentes métriques physico-chimiques ont été intégrées, de même

que la teneur en chlorophylle-a, proxy souvent utilisé pour estimer l’état trophique d’une masse

d‘eau. L’analyse de corrélation entre ces variables a permis, soit de mettre à l’écart certaines

métriques qui ne permettent pas d’expliquer les variations des autres paramètres suivis : c’est le cas

des teneurs médianes annuelles en ammonium, nitrates, nitrites, calcium, orthophosphates, de

même que des valeurs médianes concernant l’ensemble des paramètres des sédiments.

Les variables restantes (médianes annuelles des teneurs en azote total dans l’eau, phosphore

total dans l’eau et chlorophylle-a) ont été alors étudiées afin de définir laquelle de ces trois variables

pouvait constituer une métrique valable, intégrant de manière optimale l’état trophique du plan

d’eau., Tenant compte que la chlorophylle-a intègre de manière satisfaisante (figure 3) les variations

en azote total (r² :0,53, p<0,01) et phosphore total (r² :0,35, p<0,01), nous avons choisi la

chlorophylle-a comme métrique caractérisant le niveau trophique de l’étang. En effet, le coefficient

de corrélation multiple intégrant l’évolution de la chlorophylle-a en fonction des deux teneurs en

nutriments retenues est supérieur (r² : 0,55) aux deux valeurs citées précédemment.

18

Figure 3 : relations entre la teneur médiane annuelle en chlorophylle a et les teneurs médianes annuelles en azote total

(en haut) et en phosphore (en bas). Chaque point représente donc un site

3.2 Sélection des métriques

Trois types d’indicateurs sont testés : des métriques simples, des indices multi-métriques

combinant des métriques simples à l’intérieur de chaque compartiment biologique et des indices

multi-métriques combinant des métriques simples entre compartiments biologiques.

3.2.1 Métriques simples

Un total de 59 métriques simples a été testé : 2 métriques pour les Amphibiens, 6 métriques

pour les Odonates adultes, 3 métriques pour le phytoplancton, 8 métriques pour la végétation

aquatique et 39 métriques pour les macroinvertébrés du littoral et du centre (Annexe 3).

Pour chacun des quatre compartiments biologiques, une métrique a été sélectionnée en tant

que « meilleur indicateur » de l’état écologique. La sélection s’est effectuée en fonction de la valeur

p du test de Mann-Whitney, du RSI et du pourcentage de sites correctement classés comme

référence ou dégradés (cf. section « Méthodologie ») (Tableau 2). La procédure de choix a parfois

également pris en compte le coût (heures de travail ; niveau d’expertise) relatif à la mesure de la

métrique (Tableau 2); ce critère « économique » a été pris en considération pour discriminer des

métriques ayant un potentiel indicateur similaire.

• Pour les Amphibiens, aucune métrique n’a été retenue (tests Mann-Whitney non-

significatifs, Annexe 3). Ce compartiment biologique ne serait pas, dans la Dombes, un

indicateur pertinent de l’état écologique de la masse d’eau des étangs. Il faut néanmoins

R2 = 0,5306

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00 7,00

azote total (mg/l)

teneur en chlorophylle a (µg/l)

R2 = 0,3567

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 0,70 0,80 0,90 1,00

phosphore total (mg/l)

teneur en chlorophylle a (µg/l)

19

rappeler que cette conclusion se base sur l’étude d’un plus faible nombre d’étangs que les

autres groupes biologiques (33 étangs).

• Pour les Odonates (adultes), aucune métrique n’a été retenue (tests Mann-Whitney non-

significatifs, Annexe 3Annexe ). Ce compartiment biologique n’est donc pas, dans la Dombes,

un indicateur pertinent de l’état écologique de la masse d’eau des étangs. Il s’avère surtout

lié à la qualité de l’environnement proximal de l’étang et notamment de sa ceinture de

végétation palustre (voir Chapitre Perspectives).

• Pour le phytoplancton, la métrique retenue est la concentration de chlorophylle-a (médiane,

mesurée au printemps et exprimée en log). Elle est notamment moins coûteuse que la

chlorophylle-a mesurée sur la période entière de production (mars à octobre) et tout aussi

efficace (Tableau 2).

• Pour la végétation aquatique, la meilleure métrique indicatrice de l’état écologique est

l’abondance en macrophytes par quadrat (exprimée en log) (Tableau 2, détails en Annexe 3).

C’est également la métrique la moins coûteuse en temps et celle demandant le moins

d’expertise. Elle est donc retenue.

Une seconde métrique montre une performance similaire : il s’agit de la richesse spécifique

en macrophytes (Tableau 2). Elle est donc retenue comme métrique alternative et pourrait

éventuellement remplacer l’abondance en macrophytes, malgré son coût et son niveau

d’expertise plus élevés.

• Pour les macroinvertébrés (littoral et centre), la métrique ayant le meilleur rapport

« capacité d’indication de l’état écologique » / « coût et niveau d’expertise nécessaire » est

l’abondance de macroinvertébrés du littoral par prélèvement (exprimée en log) (Tableau 2,

détails en Annexe 4). Une autre métrique, le « nombre de familles de macroinvertébrés du

littoral » démontre des propriétés similaires (Tableau 2). Elle est donc retenue comme

métrique alternative et pourrait éventuellement remplacer l’abondance en macroinvertébrés

du littoral, malgré son coût et niveau d’expertise plus élevés. Relevons que certains indices

(par exemple IBGN et IOR) ont une efficacité similaire ; ils sont toutefois moins efficaces pour

détecter correctement les sites « référence » et « dégradés » et ont donc été écartés.

3.2.2 Indices multi-métriques intra-compartiments biologiques

Dans un second temps, des indices multi-métriques intra-compartiments biologiques ont été

testés afin d’essayer d’obtenir (i) soit une plus forte capacité de discrimination du bon état

écologique, (ii) soit la même capacité, mais pour un coût (et/ou un niveau d’expertise) inférieur

(Annexe 4).

3.2.3 Phytoplancton

Le pourcentage de cyanobactéries a été combiné aux deux métriques de concentration de

chlorophylle-a disponibles. Il s’avère qu’aucun de ces deux indices multi-métriques n’ont une

capacité de discrimination supérieure à la métrique simple retenue au préalable (concentration de

chlorophylle-a printemps) (résultats détaillés en Annexe 4). Ils n’ont donc pas été retenus.

20

3.2.4 Végétation aquatique

Dix indices multi-métriques ont été testés, mais aucun n’a une capacité de discrimination

supérieure à la métrique simple retenue au préalable (abondance en macrophytes) (résultats

détaillés en Annexe 4). Ils n’ont donc pas été retenus.

3.2.5 Macroinvertébrés

- Macroinvertébrés du littoral Cinq indices multi-métriques combinant la métrique « abondance macroinvertébrés littoral »

avec les métriques ayant une valeur p de Mann-Whitney significative ont été testés. De plus, 76

indices multi-métriques consistant en différentes combinaisons entre les 8 métriques de

présence/absence disponibles ont également été testés. Aucun indice multi-métrique concernant les

macroinvertébrés du littoral n’a une capacité de discrimination supérieure à la métrique

« abondance macroinvertébrés littoral » (résultats détaillés en Annexe 4). Ils n’ont donc pas été

retenus.

- Macroinvertébrés du centre Parmi les quatre indices multi-métriques testés, un seul (indice IOBL = IOR + IOD) présente un

intérêt par rapport aux deux métriques simples testées (NTM et IOR). La meilleure performance de

l'indice IOBL par rapport aux deux métriques simples est principalement due à un RSI plus faible (0,5

pour IOBL contre 1,33 pour NTM et 2 pour IOR) et à un pourcentage de détection correcte des sites

dégradés/référence plus élevés (76 pour IOBL contre 71 pour NTM et 56 pour IOR). Cet indice IOBL

est retenu comme indicateur, en alternative à la métrique simple « abondance des macroinvertébrés

du littoral.

- Macroinvertébrés du littoral et du centre Les deux meilleures métriques concernant les macroinvertébrés du littoral (abondance

macroinvertébrés littoral, nombre de famille macroinvertébrés du littoral) ont été combinées au

meilleur indicateur concernant les macroinvertébrés du centre (IOBL). Ces deux indices multi-

métriques ont une valeur p de Mann-Whitney légèrement inférieure aux métriques simples mais

détectent correctement environ le même pourcentage de sites dégradés/référence (résultats

détaillés en Annexe 4). Ils n’ont pas été retenus, étant donné leur coût et leur niveau d’expertise

nécessaire élevés.

21

3.3 Recherche d’un indice multi-métrique inter-compartiments

biologiques

Douze indices multi-métriques combinant les meilleures métriques de chaque compartiment

biologique ont été testées. Il s’avère qu’aucun de ces indices n’a une meilleure capacité de

discrimination de l’état écologique que les métriques simples retenues dans les chapitres

précédents : valeurs du test de Mann-Whitney et pourcentage de sites correctement classés

similaires ou moins bons (résultats détaillés en Annexe 5). Le recours à un indice multi-métrique est

donc écarté. L’évaluation de la qualité écologique d’un étang de la Dombes doit donc reposer sur les

trois évaluations (phytoplancton, macrophytes, macroinvertébrés) réalisées en parallèle.

3.4 Synthèse des indicateurs retenus

Les deux meilleures métriques concernant les macroinvertébrés du littoral (abondance

macroinvertébrés littoral, nombre de famille macroinvertébrés du littoral) ont été combinées au

meilleur indicateur concernant les macroinvertébrés du centre (IOBL). Ces deux indices multi-

métriques ont une valeur p de Mann-Whitney légèrement inférieure aux métriques simples mais

détectent correctement environ le même pourcentage de sites dégradés/référence (résultats

détaillés en Annexe 6). Ils n’ont pas été retenus, étant donné leur coût et leur niveau d’expertise

nécessaire élevés.

Tableau 1 : Indicateurs retenus parmi les 168 testés comme indicateur de l’état écologique des étangs de la Dombes pour

chacun des trois compartiments biologiques. Des indicateurs alternatifs sont également présentés.

Indicateur retenu Indicateur(s) alternatif(s)

Phytoplancton - Chlorophylle-a, médiane, mesurée au printemps (exprimée en log)

-

Végétation aquatique - Abondance des macrophytes par quadrat (exprimée en log)

- Richesse spécifique des macrophytes

Macroinvertébrés aquatiques - Abondance par prélèvement (littoral) (exprimée en log)

- Nombre de familles par étang (littoral) - IOBL

Une étape de validation serait nécessaire (portant sur un set supplémentaire d’étangs) afin de

déterminer si les métriques retenues doivent (ou peuvent) être remplacées par les indicateurs

alternatifs pour la végétation aquatique et les macroinvertébrés aquatiques.

22

Tableau 2 : Caractéristiques des indicateurs ayant une forte capacité de discrimination de l’état écologique (valeur du test de Mann-Whitney < 0.05). Les indicateurs sont classés par

compartiment biologique, puis par valeurs p croissantes.

p Mann-

Whitney RSI

Nb étangs dégradés

% correctement classés comme

dégradés

Nb étangs référence

% correctement classés comme

référence

% classement correct global

Temps (h par étang)

Expertise nécessaire

Phytoplancton

Concentration chlorophylle-a (log) 0.0001 4.36 12 75 13 77 76 6 +

Concentration chlorophylle-a printemps (log) 0.0006 1.10 12 75 13 77 76 3 +

Pourcentage de Cyanobacteria 0.003 2.19 12 75 13 85 80 10 ++

Végétation aquatique

Abondance macrophytes (log) 0.0005 1.68 10 70 10 70 70 2 +

Richesse spécifique en macrophytes 0.001 0.72 10 70 10 80 75 6.5 +++

Macroinvertébrés

IBGN 0.005 0.42 12 58 12 58 58 21 ++

IOR (nombre de taxons d’oligochètes du centre) 0.005 2 12 58 13 54 56 10 +++

Nombre familles macroinvertébrés du littoral 0.006 0.73 12 75 12 75 75 20 ++

Abondance macroinvertébrés littoral (log) 0.008 1.06 12 75 12 75 75 5 +

IOBL 0.008 0.5 12 75 13 77 76 10 +++

CIEPT 0.009 1.32 12 75 12 67 71 22 +++

NTM (nombre taxons macroinvertébrés du centre) 0.01 1.33 12 73 13 69 71 10 +++

CI 0.015 1.61 12 67 12 67 67 22 +++

BMWP 0.02 1.16 12 58 12 75 67 21 ++

23

Figure 4 : Boxplots montrant la capacité à discriminer les étangs « dégradés » des étangs « référence » des 3 métriques

retenues comme indicateurs de l’état écologique (chlorophylle-a, abondance des macrophytes et abondance des

macroinvertébrés du littoral) et des 3 indicateurs alternatifs concernant la végétation aquatique (richesse spécifique en

macrophytes) et les macroinvertébrés (nombre de familles de macroinvertébrés du littoral et IOBL). Les valeurs p

correspondent à la probabilité d’un test Mann-Whitney.

Indicateurs testés

Odonates Nombre d'espèces par étang Résidu du nombre d'espèces par étang en fonction de la surface de Présence d'espèce patrimoniale ( Valeur de conservation par étang (nested ranking method) Présence d'Anax ssp Présence d'Erythromma

Phytoplancton Concentration chlorophylle

Concentration chlorophylle Pourcentage de Cyanobacteria

Végétation aquatique Abondance macrophytes Richesse spécifique en macrophytes Valeur de conservation macrophytes par étang (nested ranking method) Abondance hélophytes (log)

Richesse en hélophytes Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation submergée Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation flottante

Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation flottante

Macroinvertébrés du littoral

Nombre de taxa par étang:

genres de gastéropodes, familles EPT, familles d'Ephémères Indices de diversité: Shannon, eveness,

Proportion de familles par étang:

insectes, disperseurs passifs

Présence par étang: Caenidae, Corixidae, Chrinomidae, Limnephilidae, Dytiscidaesangsues, Libellulidae, gastéropodes

Abondance moyenne par prélèvement

Chironomidae, Limnephilidae, Dytiscidae

Autres indices: Indice Biologique Global Normalisé (Working Party (BMWP), Average Score Per Taxa (ASPT), CIEPT, nombre de genre de coléoptères et nombre de familles de macroinvertébrésde coléoptères et gastéropodes sur le nombre de genres maximal observé dans la Dombes

Macroinvertébrés du centre

Nombre de taxa par étang:

Abondance moyenne par prélèvement

Autres indicateurs: Biomac

* Décision finale en attente d’un test de validation sur un jeu d’étangs supplémentaire

Figure 5 : Métriques et indices retenus parmi les 168 testés comme

Dombes pour chacun des trois compartiments biologiques. Des

3.5 Propositions des limites de classes de qualité DCE pour les

retenus

La Directive-cadre sur l’eau,

groupes : trois classes « dégradées

dégradées » (bon et très bon). La limite entre c

puisque les étangs dégradés doivent être restaurés. Pour chaque

défini la limite entre les étangs «

prenant en compte la fonction «

s’est effectuée à l’aide de la représentation de la distribution des valeurs du EQR (

Ratio, indice ramené sur l’intervalle [0 ; 1], 0 étant le pi

Nombre d'espèces par étang Résidu du nombre d'espèces par étang en fonction de la surface de l'étang Présence d'espèce patrimoniale (Leucorrhinia pectoralis)

Valeur de conservation par étang (nested ranking method)

Erythromma ssp

chlorophylle-a (médiane, log)

chlorophylle-a printemps (médiane, log) Pourcentage de Cyanobacteria

bondance macrophytes (log) en macrophytes

Valeur de conservation macrophytes par étang (nested ranking method) (log)

Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation submergée Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation flottante Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation submergée et

Nombre de taxa par étang: familles de macroinvertébrés, genres de Coléoptères, genres de gastéropodes, familles EPT, familles d'Ephémères

Shannon, eveness, richesse raréfiée à 30 et 100 individus Proportion de familles par étang: gastéropodes, Diptères, familles polluo-sensibles, insectes, disperseurs passifs

Caenidae, Corixidae, Chrinomidae, Limnephilidae, Dytiscidae, sangsues, Libellulidae, gastéropodes

bondance moyenne par prélèvement (log): macroinvertébrés, Caenidae, Corixidae, onomidae, Limnephilidae, Dytiscidae

Indice Biologique Global Normalisé (IBGN), Biological Monitoring Working Party (BMWP), Average Score Per Taxa (ASPT), CIEPT, nombre de genre de

de familles de macroinvertébrés, rapport du nombre de genres gastéropodes sur le nombre de genres maximal observé dans la

Nombre de taxa par étang: oligochètes (IOR), macroinvertébrés (NTM) Abondance moyenne par prélèvement (log): oligochètes (IOD)

Biomac et diverses combinaisons dont IOBL (= IOR + IOD)

* Décision finale en attente d’un test de validation sur un jeu d’étangs supplémentaire

retenus parmi les 168 testés comme indicateur de l’état écologique des étangs de la

Dombes pour chacun des trois compartiments biologiques. Des indicateurs alternatifs sont également présentés.

Propositions des limites de classes de qualité DCE pour les

cadre sur l’eau, DCE, distingue cinq classes de qualité, que l’on peut réunir en deux

dégradées » (mauvais, médiocre et moyen) et deux classes «

» (bon et très bon). La limite entre ces deux groupes est particulièrement importante,

puisque les étangs dégradés doivent être restaurés. Pour chaque indicateur retenu, nous avons donc

défini la limite entre les étangs « dégradés » et « non dégradés ». Ces limites ont été établies en

en compte la fonction « production piscicole » des étangs. L’identification de cette limite

s’est effectuée à l’aide de la représentation de la distribution des valeurs du EQR (

Ratio, indice ramené sur l’intervalle [0 ; 1], 0 étant le pire et 1 le meilleur).

24

Indicateurs retenus

Aucune métrique

Chlorophylle-a printemps (médiane, log)

Abondance macrophytes (log)

(Ou Richesse spécifique en macrophytes)*

Abondance macroinvertébrés (log)

(Ou Nombre de familles macroinvertébrés) *

(Ou IOBL) *

de l’état écologique des étangs de la

s sont également présentés.

Propositions des limites de classes de qualité DCE pour les indicateurs

distingue cinq classes de qualité, que l’on peut réunir en deux

» (mauvais, médiocre et moyen) et deux classes « non-

es deux groupes est particulièrement importante,

retenu, nous avons donc

Ces limites ont été établies en

L’identification de cette limite

s’est effectuée à l’aide de la représentation de la distribution des valeurs du EQR (Ecological Quality

25

3.5.1 Phytoplancton

Pour le phytoplancton, le raisonnement EQR est inversé, les valeurs élevées de chlorophylle-a

étant considérées comme caractérisant un état dégradé des étangs donc proche de la valeur 0 de

l’EQR.

Les étangs « dégradés » pour ce paramètre sont identifiés par une teneur supérieure à une

valeur comprise entre 60 µg/L et 180 µg/L (0.30≤EQR ≤ 0.10) de la métrique « chlorophylle-a

mesurée au printemps » (Figure 6).

Figure 6).

Figure 6: Distribution des valeurs de l’EQR [ (1 – (rapport « concentration observée » / « concentration maximale ») ]

pour la concentration de chlorophylle-a au printemps (exprimée en log) et indication de l’échelle de concentration en

chlorophylle-a correspondante exprimée en µg/L. Les valeurs en rouge correspondent aux étangs dégradés, les valeurs

en vert aux étangs référence (cf. avis d’expert). Le seuil entre « dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-

dégradé » (bon et très bon) est représenté par la flèche noire. La limite dégradé/non-dégradé supporte une marge

d’incertitude représentée par la double flèche orange. Le seuil bon/très bon est également indiqué.

103.0 31.5 2.2 0

Chlorophylle-a

9.2 331.0

Limite dégradé / non-dégradé

? Limite bon / très bon

26

3.5.2 Végétation aquatique

Nous proposons que la qualité écologique retenue pour un étang soit celle indiquée par la

métrique « abondance macrophytes ». La question de remplacer la métrique retenue par une

métrique alternative reste toutefois ouverte en l’attente d’un test de validation sur un jeu externe ;

les limites de classes de la métrique alternative sont donc également présentées.

Pour la métrique retenue « abondance macrophytes » (Figure 7), les étangs « dégradés » sont

identifiés par une abondance comprise entre 0.5% et 15% (0.005≤EQR ≤ 0.6).

Figure 7 : Distribution des valeurs de l’EQR (rapport « abondance observée » / « abondance maximale ») pour

l’abondance des macrophytes (exprimée en log) et en %. Les valeurs en rouge correspondent aux étangs dégradés, les

valeurs en vert aux étangs référence (cf. avis d’expert). Le seuil entre « dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-

dégradé » (bon et très bon) est représenté par la flèche noire. La limite dégradé/non-dégradé supporte une marge

d’incertitude représentée par la double flèche orange. ). Le seuil bon/très bon est également indiqué.



1.6 6 17 47

Abondance macrophytes %

0 125

27

Pour la métrique alternative « richesse spécifique en macrophytes », les étangs « dégradés »

sont identifiés par une limite de richesse comprise entre 3 et 6 (0.10≤EQR<0. 20) (Figure 8).

Figure 8 : Distribution des valeurs de l’EQR (rapport « richesse observée » / « richesse maximale ») pour la richesse

spécifique des macrophytes. Les valeurs en rouge correspondent aux étangs dégradés, les valeurs en vert aux étangs

référence (cf. avis d’expert). Le seuil entre « dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-dégradé » (bon et très bon)

est représenté par la flèche noire. La limite dégradé/non-dégradé supporte une marge d’incertitude représentée par la

double flèche orange. Le seuil bon/très bon est également indiqué.

.

5.8 11.6 17. 23.2

Richesse macrophytes

0 29


Limite bon / très bon ?

28

3.5.3 Macroinvertébrés

Nous proposons que la qualité écologique retenue pour un étang soit celle indiquée par la

métrique « abondance macroinvertébrés littoral ». La question de remplacer la métrique retenue par

une métrique alternative reste toutefois ouverte en l’attente d’un test de validation sur un jeu

externe ; les limites de classes de deux métriques alternatives sont donc également présentées.

Pour la métrique retenue « abondance macroinvertébrés littoral », les étangs « dégradés » sont

identifiés par une abondance inférieure ou égale à une valeur comprise entre 2 et 9 (0.14<EQR

<0.30) (Figure 9).

Figure 9 : Distribution des valeurs de l’EQR (rapport « abondance observée » / « abondance maximale ») pour

l’abondance des macroinvertébrés du littoral par prélèvement (exprimée en log et en abondance).) Les valeurs en rouge

correspondent aux étangs dégradés, les valeurs en vert aux étangs référence (cf. avis d’expert). Le seuil entre

« dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-dégradé » (bon et très bon) est représenté par la flèche noire. La limite

dégradé/non-dégradé supporte une marge d’incertitude représentée par la double flèche orange. Le seuil bon/très bon

est également indiqué.

3.6 19.7 93. 429

Abondance macroinvertébrés littoral

0 1955


?

Limite bon / très bon

29

Pour la métrique alternative « nombre de familles de macroinvertébrés du littoral », les étangs

« dégradés » sont identifiés par un nombre de familles inférieur à une valeur comprise entre 4 et 5

(0.15<EQR < 0.20) (Figure 10).

Figure 10 : Distribution des valeurs de l’EQR (rapport « richesse observée » / « richesse maximale ») pour le nombre de

familles de macroinvertébrés du littoral. Les valeurs en rouge correspondent aux étangs dégradés, les valeurs en vert aux

étangs référence (cf. avis d’expert). Le seuil entre « dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-dégradé » (bon et

très bon) est représenté par la flèche noire. La limite dégradé/non-dégradé supporte une marge d’incertitude

représentée par la double flèche orange. Le seuil bon/très bon est également indiqué.

5.4 10.8 16.2 21.6

Nombre de Familles macroinvertébrés littoral

0 27


?

Limite bon / très bon

30

Pour l’indice alternatif « IOBL », les étangs « dégradés » sont identifiés par une valeur inférieure

à une limite comprise entre 8 et 11 (0.40<EQR <0.55) (Figure 11).

Figure 11 : Distribution des valeurs de l’EQR (rapport « IOBL observé » / « IOBL maximum ») pour l’IOBL. Les valeurs en

rouge correspondent aux étangs dégradés, les valeurs en vert aux étangs référence (cf. avis d’expert). Le seuil entre

« dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-dégradé » (bon et très bon) est représenté par la flèche noire. La limite

dégradé/non-dégradé supporte une marge d’incertitude représentée par la double flèche orange. Le seuil bon/très bon

est également indiqué.



EQR IOBL

4 8 16 20

IOBL

12 0

31

3.6 Qualité écologique des étangs étudiés selon les métriques retenues

Notre étude est restée ciblée sur la mesure de l’état écologique d’un système anthropisé. Les

étangs piscicoles relèvent certes des masses d’eau fortement modifiées ou artificielles, pour

lesquelles la caractérisation du potentiel écologique (Annexe 7) autorise l’acceptation de pressions,

correspondant à des modifications modérées dans les valeurs des éléments de qualité biologique

pertinents. Mais la définition de ce potentiel pour les systèmes de type étang piscicole, dans

lesquels le milieu est destiné à soutenir une production reste floue : potentiel de production piscicole

? Potentiel en biodiversité ? Potentiel d’un certain fonctionnement ? Pour autant, nous avons tenté

d’englober plusieurs de ces composantes dans notre approche au travers de la considération d’un

potentiel de charge trophique globale, permettant la combinaison d’une diversité biologique

intéressante et d’une production piscicole permettant elle-même de soutenir le maintien de cet

écosystème. Les facteurs du milieu doivent en effet permettre un développement des réseaux

trophiques orientés sur la production finale. C'est donc sur le critère de charge trophique globale,

tant dans les sédiments que dans l'eau, que la majorité des indices proposés a été construite et

évaluée.

Compte tenu des ces différentes remarques, et afin de proposer un classement des étangs

suivis, nous avons retenu comme valeur cible pour délimiter l’état dégradé de l’état non dégradé, la

valeur indiquée par une flèche dans les figures 6 à 11 présentées ci-dessus. Cette valeur seuil indique

notre proposition actuelle, basée sur nos données et nos dires d’experts. Pour autant, nous

indiquons que ce seuil pourrait être placé un peu plus haut ou un plus pas, une marge d’incertitude

subsistant. Pour diminuer cette incertitude, il faudrait que cette approche soit testée sur d’autres

jeux de données similaires, et sur d’autres territoires pour minimiser la variation des paramètres liés

aux différents territoires ; cela permettrait aussi d’avoir un plus grand échantillon d’étangs pour les

analyses statistiques pour confirmer la position du seuil entre dégradé et non-dégradé.

Dans l’état actuel d’avancement de nos travaux, le Tableau 3 présente les valeurs pour délimiter

le seuil entre « dégradé » (mauvais, médiocre, moyen) et « non-dégradé » (bon et très bon).

Tableau 3 : seuils de caractérisation de l’état dégradé / non-dégradé et de l’état bon / très bon des étangs piscicoles.

Indicateur Dégradé / non-dégradé Bon / très bon

Chlorophylle-a printemps (µg/L) >180 ≤1

Abondance macrophytes (%) ≤0.5 >50

Richesse macrophytes <3 ≥25

Abondance macroinvertébrés (par prélèvement)

≤2 ≥540

Nombre familles macroinvertébrés (par étang)

<4 ≥25

IOBL <8 ≥18

Compte tenu de ces choix, et en se basant sur une approche combinée de ces indicateurs, onze

étangs parmi les 99 étudiés (y compris les étangs pluriannuels) sont classés « dégradés » selon au

moins une des trois métriques retenues : chlorophylle-a printemps, abondance macrophytes et

abondance macroinvertébrés littoral (Tableau 4).

32

Un seul est classé « dégradé » par les 3 métriques, un autre est classé « dégradé » par le

compartiment phytoplancton et le compartiment macroinvertébrés. Les 9 autres étangs sont classés

« dégradés » uniquement par un des 3 compartiments biologiques.

Dix étangs supplémentaires seraient classés « dégradés » si les trois indicateurs alternatifs

concernant la végétation et les macroinvertébrés (richesse spécifique macrophytes, nombre familles

macroinvertébrés littoral et IOBL) étaient retenus (Tableau 4). Ces étangs restent donc en position

intermédiaire en l’attente d’un test de validation des indicateurs alternatifs.

Les 78 étangs restants se positionnent comme « non-dégradés » selon les 6 indicateurs (les 3

retenus et les 3 alternatifs).

33

Tableau 4 : Qualité écologique des étangs étudiés selon les 3 métriques retenues (chlorophylle-a printemps, abondance

macrophytes et abondance macroinvertébrés littoral) et indication des paramètres classant « dégradés» chaque étang.

Les étangs encadrés correspondent aux étangs dégradés. Les étangs dont le statut est en attente d’un test de validation

sont des étangs qui seraient classés « dégradés » si les indicateurs alternatifs concernant la végétation et les

macroinvertébrés (richesse spécifique macrophytes, nombre familles macroinvertébrés littoral et IOBL) étaient retenus.

Qualité écologique Nom de l'étang

Code de l'étang

Chlorophylle-a

printemps (log) Abondance

macrophytes (log)

Abondance macroinvertébrés

littoral (log) Richesse spécifique

macrophytes

Nombre familles macroinvertébrés

littoral IOBL

"dég

rad

és"

VERNES VRN8 x x x x x Dufay DUF7 x x x GERVAIS GER8 x Ratel (Ratay) RAT7 x Gervais GER7 x ONDONNIERES OND9 x x BAUDET BAU9 x x MEZERAY MEZ8 x Grand Moulin MOG7 x x BOGUE BOG9 x x

SATHONAY NORD SAN8 x

stat

ut

en a

tten

te d

'un

tes

t d

e

valid

atio

n

MURIT MUR8 x PETITES BONNES BOP8 x LIBY LIB8 x LES PINS (LES REIGNIERES) PIN9 x PORTERY POR9 x BLENET (BLENEY) BLE9 x PETIT CHATEL CHP8 x ONDONNIERES OND8 x SAINT ANNE ANN9 x CLAUSURE (LANDAY GAUCHE) CLS9 x

"no

n-d

égra

dés

"

AUBERGERES AUB8 Filatière (Forêt Sud) FIL7 L'ollière OLI7

BAIGNECUL BAI8 Flammareins FLA7 QUEUE DE L'OLLIERE OLQ9 Bataillard BAT7 FORET FOE8 Ondonnière OND7 BATAILLARD BAT8 La fortière FOR7 Les Oures OUR7 BATAILLARD BAT9 GELINIERE GEL8 PLAT PLA8 Petit Berger BER7 GENEVE GEN9 PRAILLEBARD PRA8 GRAND BIRIEUX BIG8 GEOFFRAY GEO9 GRAND PRA PRG9 Boyardon (Boliard) BOL7 GERVAIS GER9 GRAND RACLET RAG9 BROUILLE BRO8 GOTTIAU GOT8 RATTIER RAI8 CHARPENNE (La) CAR9 Du Gourd GOU7 Remondet Sud RES7 Chambre CHA7 LANSARDIERE LAN9 RONGIER RON8 CHAPELIER CHE8 Laurencin LAU7 PETIT RONZUEL ROP9 CHANTEMERLE CHN9 LONGEVAVRE LOC9 ROULAND ROU8 Chossogne CHO7 Longevavre LON7 RUINE RUI8 CHARETIERE CHR8 MALLEPALUD MAL9 THOMAS THO9 Clair CLA7 MEROLY (PETITES MER8 TIAME TIA8 CLOSURE CLO8 GRAND MOULIN MOG8 LA TILLE TIL9 LES COTES COT9 GRAND MOULIN MOG9 La chapelle (Treveux) TRE7 Crinier CRI7 MONTFILLOUD MON9 Tripoux TRI7 Grand Curtelet CUG7 PETIT MOULIN MOP9 Petit Turlet TUP7 GRAND CURTELET CUG8 MOGUET MOT8 Vavres Sud VAS7 GRAND CURTELET CUG9 Murit MUR7 VENNY VEN8 FAYETTE(S) FAY9 MURIT MUR9 Grand Vernai VER7 Ferret FER7 NEUF CHATEAU NCG8 GRAND VERNAI VER8 FERRET FER8 Neuf riom NER7 GRAND VERNAI VER9

FERRET FER9 NEUF (SUD) NES9 VERNATET (LES BENONNIERES) VET9

34

3.7 Propositions de gestion en vue d’améliorer l’état écologique des étangs

étudiés considérés comme perturbés

Il est difficile de faire des préconisations qui soient générales, chaque situation d’étang résultant

d’une histoire de gestion propre combinée à une alimentation en eau par un bassin versant

particulier. Pour chacun des étangs suivis, une fiche de restitution des données à été produite et

remise au propriétaire et/ou au gestionnaire, incluant si besoin des suggestions de gestion, la plupart

relevant des pratiques traditionnelles (Tableau 4) plus ou moins maintenues.

Il faut noter que compte tenu des pratiques piscicoles couramment employées en Dombes, les

étangs étudiés correspondaient à des étapes différentes du cycle de gestion. Les situations

dégradées observées peuvent alors correspondre à des étangs qui sont au bout de leur cycle

d’évolage et pour lesquels la mise en assec était prévue et suivait notre dernière année d’étude.

L’assec est en effet une pratique ayant des effets très positifs par la minéralisation de la matière

organique accumulée au cours de l’évolage dans les sédiments de l’étang ; cette minéralisation met

ensuite à disposition dans la mase d’eau les éléments nutritifs nécessaires au développement des

producteurs puis de la suite du réseau trophique.

Parmi les autres pratiques de gestion, le chaulage et la fertilisation (en eau ou en assec) vont pouvoir

aussi permettre d’orienter ou de ré-orienter certains facteurs du milieu. Enfin, la mise en charge en

poissons, ou empoissonnage, est aussi un levier de gestion qui peut être activé (Tableau 4).

35

Tableau 4 : Pratiques de gestion applicables sur les étangs et leurs principaux impacts.

Pratiques Modalités Impact sur les caractéristiques physico-chimiques

du sol / du sédiment de l'eau

Assec

travail du sol aération de surface minéralisation de la matière organique

-

sans culture

consommation des minéraux (restitués à la mise en eau par la végétation spontanée laissée sur place)

-

avec culture exportée

consommation des minéraux importante

diminution de la concentration en azote et en phosphore, diminution de l'eutrophisation, augmentation de la transparence de l'eau

Fertilisation

organique (fumier) en sortie d'assec

pas d'enrichissement noté si épandage en tas

augmentation de la productivité naturelle basé sur la boucle microbienne

minérale (azote ou/et phosphore) sur eau

enrichissement de la couche sédimentaire superficielle si engrais en granulés non dissous

augmentation de l'abondance du phytoplanction, et des espèces tolérantes à l'eutrophisation. De manière ultime, disparition des macrophytes au profit du plancton

Chaulage

sur eau (jusqu'à 300kg/ha/an de CaO)

otpimisation des processus de minéralisation- digestion de la matière organique à la surface du sédiment

augmentation légère et stabilisation du pH stabilisation du pouvoir tampon augmentation de la teneur en calcium de l'eau aspects bénéfiques au niveau sanitaire En cas d'apports excessifs : trop fortes variations de pH et libération potentielle de fortes concentrations en nutriments des sédiments

en sortie d'assec (jusqu'à 3t/ha de CaCO3/5 ans)

Empoissonnement

étang de pose peu d'effet peu d'effet

étang de grossissement

augmentation de la concentration en matière organique brassage actif des sédiments

augmentation de la turbidité en fin de saison (lorsque les poissons sont de grande taille)

36

4 Résultats : évaluation du fonctionnement à long terme Il s’agit ici de prendre en considération le fait que les milieux étudiés présentent une variabilité

interannuelle importante et que l’observation des indicateurs une année donnée peut amener à une

interprétation très temporaire du bon état écologique. Il semble donc important de d’apporter des

éléments précisant le fonctionnement et le potentiel de biodiversité associé, à partir de descripteurs

non plus de l’état observé mais de descripteurs du fonctionnement à long terme de l’étang, qui

fassent abstraction de la variabilité interannuelle.

D’autre part, un raisonnement sur le plus long terme permettrait d’aborder plus finement la

notion de potentiel écologique. La majorité des indices proposés et analysés précédemment a été

construite et évaluée sur la base du critère de charge trophique globale. Le potentiel traduirait plutôt

la capacité qu'a un étang à digérer cette charge trophique, c'est-à-dire sa capacité à éviter que cette

charge ne se traduise en accumulation de matière organique dans les sédiments au fond de l'étang.

Bien entendu, au plus la charge est faible, au plus la digestion a des chances de bien se passer mais à

charge égale, le potentiel de digestion de plusieurs étangs peut être très différent.

Parmi les indicateurs permettant de refléter aussi bien une analyse de la variabilité

interannuelle temporelle que cette capacité à gérer une charge trophique donnée, les macrophytes

et la densité en oligochètes présentent un intérêt majeur.

4.1 Macrophytes

La végétation aquatique est très souvent utilisée pour caractériser le fonctionnement des

écosystèmes aquatiques, et de multiples ouvrages et articles ont recours à cet outil, considéré

comme relativement facile et rapide à mettre en œuvre. C’est donc tout naturellement que la

végétation en place a été considérée comme un bon indicateur du fonctionnement de l’étang.

Les étangs de Dombes sont des écosystèmes dans lesquels la biodiversité végétale par site peut

être très élevée (jusqu’à 50 espèces aquatiques), même si certains sites peuvent être complètement

dépourvus de végétation aquatique à une date d’échantillonnage donnée. Cette forte richesse

spécifique s’accompagne d’une très forte redondance de la composition des communautés entre les

différents sites : une forte proportion des espèces végétales sont rencontrées dans la plupart des

étangs (Alisma Plantago-aquatica, Sagittaria sagittifolia, Elatine sp, Najas sp, Ranunculus peltatus,

Oenanthe aquatica, Myriophyllum spicatum), même si certaines espèces sont plus localisées

(Luronium natans, Damasonium alisma, Alisma gramineum).

Deux analyses ont été réalisées, l’une portant sur la relation entre les macrophytes

(recouvrement et biodiversité) et les pressions s’exerçant sur les étangs (nutriments, phytoplancton

et poissons). Cette analyse a montré que le recouvrement par la végétation et la richesse spécifique

des espèces végétales sont négativement corrélées à la teneur en nutriments et à la teneur en

chlorophylle-a de la masse d’eau l’année d’échantillonnage (Figure 12).

37

Figure 12 : Relation entre la concentration chlorophylle-a printemps (médiane, log) et la richesse spécifique en

macrophytes (gauche) et abondance macrophytes (log) (droite). Les ronds blancs correspondent à abondance égal à 0.

Cependant, les mêmes résultats ont pu démontrer que la richesse spécifique variait

significativement au cours du temps dans les étangs, et ce par deux analyses complémentaires. La

première a constitué à analyser la variation de la richesse spécifique des macrophytes dans tous les

étangs en fonction de l’âge après assec, et à mesurer la variation de richesse spécifique dans ces

étangs. Cette analyse a démontré la diminution significative de la richesse spécifique au cours du

temps après assec. L’assec est donc probablement le moteur d’une succession cyclique, permettant

la minéralisation de la matière organique et le recrutement de nombreuses espèces rudérales

immédiatement après l’événement (Figure 13). L’abondance cumulée de la végétation varie peu,

mais cette abondance n’est pas le reflet de la même composition floristique à chaque date, dans la

mesure où elle s’accompagne d’une diminution significative de la biodiversité végétale au cours du

temps.

Figure 13 : Relation entre le nombre d’années depuis le dernier assec (4 = 4ans ou plus) et la richesse spécifique en

macrophytes (gauche) et abondance macrophytes (log) (droite). Les croix rouges correspondent à la moyenne pour

chaque date depuis le dernier assec.

Par ailleurs, pour déterminer si la variabilité interannuelle des conditions environnementales

(les pratiques piscicoles et le climat essentiellement) agit sur la végétation dans un étang donné, on a

analysé la variabilité des peuplements végétaux dans des étangs suivis pendant plusieurs années

0

5

10

15

20

25

30

1 10 100 1000Concentration chlorophylle α printemps

(médiane, log)

Ric

hess

e sp

écifi

que

en m

acro

phyt

es

0,1

1

10

100

1000

1 10 100 1000Concentration chlorophylle α printemps

(médiane, log)

Abo

ndan

ce m

acro

phyt

es (

log)

0

5

10

15

20

25

30

0 1 2 3 4 5

Nombre années depuis le dernier assec

Ric

hess

e sp

écifi

que

en m

acro

phyt

es

0,1

1

10

100

1000

0 1 2 3 4 5

Nombre années depuis le dernier assec

Abo

ndan

ce m

acro

phyt

es (

log)

38

(Figure 14). Dans plusieurs sites, on voit se succéder une année pauvre, puis une année riche en

espèces végétales. Ceci suggère que la dynamique interannuelle du phytoplancton, ou les pratiques

piscicoles, peuvent agir sur la biodiversité végétale de manière complémentaire au rythme d’assec.

Concentration chlorophylle αprintemps (médiane, log, µg/L)

Masse sèche macrophytes

Richesse spécifique en macrophytes

Abondance macrophytes (log, %)


Masse sèche (log, g/m2)


Abondance macrophytes


Masse sèche




Masse sèche macrophytes


Abondance macrophytes (log, %)


Masse sèche (log, g/m2)




Masse sèche



Bataillard

1

10

100

1000

juil.

-08

sept.

-08

nov.-

08

janv.-

09

mars

-09

mai-09

juil.

-09

sept.

-09

nov.-

09

janv.-

10

mars

-10

mai-10

juil.

-10

0

5

10

15

20

25

30

0

Bataillard

1

10

100

1000

juil.

-08

sept.

-08

nov.-

08

janv.-

09

mars

-09

mai-09

juil.

-09

sept.

-09

nov.-

09

janv.-

10

mars

-10

mai-10

juil.

-10

0

5

10

15

20

25

30

0

Ferret

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30 Grand Vernai

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

39

Figure 14 : Variabilité des peuplements végétaux dans des étangs suivis pendant plusieurs années

Ces différents éléments suggèrent que la végétation peut varier très fortement d’une année sur

l’autre dans un étang, et nous ont conduits à intégrer un paramètre biologique plus informatif du

fonctionnement de l’étang sur le long terme, qui fasse abstraction de ces fluctuations interannuelles

de biodiversité. C’est pour cette raison que nous avons échantillonné la banque de graines dans 26

étangs, et que nous l’avons comparée d’une part à la végétation en place, et d’autre part à la

pression subie par la végétation en termes de compétition avec le phytoplancton.

Les résultats de cette analyse de la banque de graines sont présentés en Figure 15. L’étude des

26 sites a démontré que des étangs pouvaient présenter une diversité végétale très faible, mais une

banque de graines riche, et ce à plusieurs niveaux de chlorophylle-a. L’analyse montre également

que plus la concentration en chlorophylle-a est forte, plus la similarité entre la banque et la

végétation est faible : Les espèces sont présentes dans la banque, mais ne sont pas recrutées, car

l’eau est trop turbide. Le site apparaît pauvre, mais il a été riche dans un passé proche, et cette

richesse passée a contribué à constituer cette réserve de biodiversité que représente la banque. On

peut ainsi distinguer 3 cas de figures :

1- Une situation ou la banque et la végétation sont pauvres en espèces, ce qui témoigne d’une forte charge trophique chronique, soit liée à des mauvaises pratiques chroniques, soit liée à l’absence d’assec, soit enfin liée à la dégradation trophique de l’écosystème (trop d’intrants phosphatés, ou substances herbicides résultant de l’agriculture). Dans ces étangs, un diagnostic du dysfonctionnement est à envisager.

2- Une situation où la banque est diversifiée, mais la végétation en place l’année d’échantillonnage est pauvre en espèces. Dans cette situation, on peut considérer que

Grand Moulin

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

0

Grand Moulin

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

0

Ondonnières

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

00,8

1170 Ondonnières

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

00,8

1170

Murit

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

Assec

0

Murit

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

Assec

0

Gervais

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

Assec

0

Gervais

1

10

100

1000

juin

-08

août-

08

oct

.-08

déc.

-08

févr.

-09

avr.

-09

juin

-09

août-

09

oct

.-09

déc.

-09

févr.

-10

avr.

-10

juin

-10

0

5

10

15

20

25

30

Assec

0

40

l’étang est potentiellement en bon état, puisque la banque est le témoin d’une diversité récente, mais qu’elle ne peut s’exprimer l’année d’échantillonnage du fait d’un ou plusieurs facteurs ayant contribué à favoriser la quantité de chlorophylle-a (excès de poissons, assec trop ancien, et augmentation de la charge trophique concomitante, printemps chaud, sur un étang de faible volume en eau, ayant provoqué un réchauffement trop précoce, et un bloom de phytoplancton avant le débourrement et la germination de la végétation.

3- Une situation où la richesse spécifique est élevée dans la banque et dans la végétation. Dans cette situation, la biodiversité recensée l’année d’échantillonnage est représentative de la biodiversité potentielle du plan d’eau, et elle fourni un diagnostic pertinent de l’état écologique du plan d’eau, qui est bon.

Ces résultats soulignent donc l’importance, pour des étangs dont la biodiversité varie fortement

d’une année sur l’autre du fait des successions liées à l’assec et des pratiques, de disposer d’un

indicateur qui transcende ces variations interannuelles et donne une image à long terme de l’état de

l’écosystème. L’analyse de la végétation en place, telle qu’elle est décrite dans ce projet, donne une

image pertinente de la potentialité d’expression de la végétation l’année d’échantillonnage. Si

l’indice de biodiversité est élevé, on peut conclure au bon fonctionnement de l’étang. Cependant, si

l’indice de diversité est faible, il n’est pas possible de conclure au mauvais état, et des analyses

complémentaires sont nécessaires.

L’analyse de la végétation en place, telle qu’elle est décrite dans ce projet, donne une image

pertinente de la potentialité d’expression de la végétation l’année d’échantillonnage. Si l’indice de

biodiversité est élevé, on peut conclure au bon fonctionnement de l’étang. Cependant, si l’indice de

diversité est faible, il n’est pas possible de conclure au mauvais état, et des analyses

complémentaires sont nécessaires.

Figure 15 : Synthèse de l’approche du bon état écologique par la relation entre végétation établie et banque de

propagules

0

5

10

15

20

25

30

0 5 10 15 20 25 30Richesse spécif ique en macrophytes

dans végétation établie

Ric

hess

e sp

écifi

que

en m

acro

phyt

esda

ns b

anqu

e de

pro

pagu

les

Mauvais état écologique

Bon état écologiquenon masqué

Bon état écologique masqué par une année de mauvais recrutement

(pratiques, climat ?)

Position du seuil ?

0

5

10

15

20

25

30

0 5 10 15 20 25 30Richesse spécif ique en macrophytes

dans végétation établie

Ric

hess

e sp

écifi

que

en m

acro

phyt

esda

ns b

anqu

e de

pro

pagu

les

Mauvais état écologique

Bon état écologiquenon masqué

Bon état écologique masqué par une année de mauvais recrutement

(pratiques, climat ?)

Position du seuil ?

0

0,25

0,5

0,75

1

1 10 100 1000

Concentration chlorophylle α (médiane, log)

Sim

ilarit

é vé

géta

tion

étab

lie e

t ban

que

de p

ropa

gule

s (I

ndic

e S

oren

sen)

41

4.2 Macroinvertébrés du centre

Une étude de corrélation (test de Spearman) entre les 4 métriques montre que la métrique IOD

n'est corrélée avec aucune des trois autres métriques (IOR, NTM et Biomac). En revanche, ces

dernières sont significativement corrélées entre elles.

Valeurs de p (test de Spearman). Les valeurs en gras

indiquent une corrélation significative au seuil 0,05

Parmi les huit indicateurs testés, les deux seuls qui peuvent être considérés comme intéressants

au regard du test de Mann-Whitney (p < 0,05) et du RSI (< 1) sont ceux qui combinent une métrique

de chacun des deux groupes non corrélés entre eux (IOD d'une part et IOR, NTM ou Biomac d'autre

part). Cela concerne les combinaisons IOR et IOD (indice IOBL) ainsi que Biomac & IOD. C'est par

ailleurs avec ces deux indicateurs que le pourcentage de sites correctement classés est le plus élevé

(76% pour IOBL et 72% pour Biomac & IOD).

Les métriques IOR, NTM et Biomac peuvent être interprétées comme exprimant la charge

trophique de l'étang. Leurs valeurs sont en effet significativement corrélées (test de Spearman) avec

la plupart des variables chimiques caractérisant cette charge. La corrélation est en revanche

nettement moins bonne pour la métrique IOD où elle est significative pour seulement une variable

sur 8 (valeur maximale printanière des nitrates) et où la moyenne des coefficients de détermination

est nettement inférieure (0,03 contre 0,12 à 0,16 pour les trois autres indicateurs).

Test de corrélation de Spearman entre les métriques et des variables chimiques caractérisant le niveau

trophique des étangs. Les valeurs en gras indiquent une corrélation significative au seuil 0,05

La métrique IOD exprime la densité en oligochètes présents dans le sédiment. Les principales

espèces présentes (Ilyodrilus templetoni, Limnodrilus hoffmeisteri et Limnodrilus claparedeanus) se

nourrissent de microorganismes (bactéries, champignons, algues…) qui se trouvent à la surface des

particules de sédiments. Cette activité a pour effet de brasser la couche superficielle de sédiments

dans laquelle ils vivent, ce qui améliore la capacité des sédiments à assimiler et à recycler les

substances organiques et minérales présentes. A ce titre, les oligochètes peuvent être considérés

comme des agents naturels de dépollution des sédiments (Champiat & Larpent 1988). Par

Variables IOD IOR NTM Biomac

IOD 0 0,751 0,241 0,191IOR 0,751 0 < 0,0001 < 0,0001NTM 0,241 < 0,0001 0 < 0,0001Biomac 0,191 < 0,0001 < 0,0001 0

Med N-Ntot (mg/L)

Med P-Ptot (mg/L)

Med chl.a (µg/L)

Med N-NH4+ (mg/L)

Med Printemps N-Ntot (mg/L)

Med Printemps chl.a (µg/L)

MAX Printemps P-PO4 (mg/L)

MAX Printemps N-NO3 (mg/L)

Moyenne

IOR < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 0,030 0,001 0,031 0,052 0,034 -NTM < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 0,001 0,000 0,000 0,244 0,508 -

Biomac < 0,0001 0,000 < 0,0001 0,007 0,002 0,023 0,058 0,092 -IOD 0,222 0,902 0,160 0,811 0,357 0,904 0,086 0,000 -

IOR 0,283 0,187 0,204 0,048 0,101 0,047 0,039 0,046 0,12NTM 0,326 0,241 0,373 0,103 0,129 0,129 0,014 0,005 0,16

Biomac 0,273 0,145 0,213 0,076 0,103 0,054 0,038 0,030 0,12IOD 0,015 0,000 0,020 0,001 0,009 0,000 0,030 0,136 0,03

p

Coeff.de détermination

42

conséquent, une valeur élevée de la métrique IOD dans un étang ira de pair avec une forte capacité

autoépuratrice de ses sédiments.

En ce qui concerne la distinction entre les sites dégradés et les sites de référence, nous

constatons que pour les macroinvertébrés du centre, les indicateurs les plus performants sont des

indices multimétriques alors que dans les autres compartiments analysés (phytoplancton, végétation

aquatique, macroinvertébrés du littoral), ce sont les métriques simples qui donnent les meilleurs

résultats.

De manière plus précise, les indices les plus intéressants concernant les macroinvertébrés du

centre sont ceux qui combinent une métrique liée à la charge trophique de l’eau (métrique IOR dans

le cas de l’indice IOBL ou métrique Biomac dans le cas de l’indice Biomac & IOD) et une métrique liée

à la capacité autoépuratrice des sédiments (métrique IOD dans le cas des indices IOBL ou Biomac &

IOD). Ainsi, les étangs où ces deux indicateurs sont élevés seront caractérisés par une charge

trophique de l'eau plus faible associée à une forte capacité autoépuratrice des sédiments et vice-

versa.

4.3 Guide pratique pour la mesure des métriques retenues (incluant la

méthodologie de terrain)

4.3.1 Macrophytes et banque de graines

Proposer un protocole pertinent d’évaluation

- soit de se placer à une période de relevés dont on fait l’hypothèse qu’elle est favorable à

l’expression maximale de la diversité : la première année après assec pourrait constituer cette année

de référence, si les pratiques piscicoles ou la dynamique phyt

freins à cette expression, ce qui ne peut être garanti.

- soit de documenter un paramètre intégrateur de la variabilité

qui est plus coûteux en temps, mais qui fournira une image réellement

écologique de l’étang, c’est à dire la banque de graines. Dans ce cas, l’échantillonnage peut être fait

n’importe quelle année, mais il conviendrait, pour pouvoir aboutir à un indicateur rigoureux de la

diversité des sites, de réaliser cette analyse à la même date de référence, qui pourrait être la

première année après assec. Le protocole

pertinent.

4.3.2 Macroinvertébrés du littoral

Les macroinvertébrés du littoral

réchauffement de l’eau et donc d’émergence de la majorité des insectes) dans la zone littorale des

étangs, dans une zone de profondeur comprise entre 30 et 50

prélevés dans le mésohabitat dominant

matière organique particulaire: généralement macrophytes sénescents ou feuilles mortes provenant

de la végétation ligneuse terrestre (CPOM, Coarse Particulate Organic Matter, et FPOM, Fine

Particulate Organic Matter) (Figure

Figure 16 : Coupe schématique avec l’emplacement d’un prélèvement de macroinvertébrés du littoral dans les étangs de

la Dombes et photo de matière organique particulaire

Les échantillons sont prélevés avec un filet emmanché d’

maille de 5 mm) selon la méthode de prélèvement PLOCH/IBEM

et al. 2010; Oertli et al. 2005) : 30 secondes de mouvemen


Guide pratique pour la mesure des métriques retenues (incluant la

méthodologie de terrain)

Macrophytes et banque de graines

Proposer un protocole pertinent d’évaluation de l’état écologique des étangs impose :

soit de se placer à une période de relevés dont on fait l’hypothèse qu’elle est favorable à


de référence, si les pratiques piscicoles ou la dynamique phytoplanctonique ne constituent pas des

freins à cette expression, ce qui ne peut être garanti.

oit de documenter un paramètre intégrateur de la variabilité interannuelle

qui est plus coûteux en temps, mais qui fournira une image réellement



r cette analyse à la même date de référence, qui pourrait être la

première année après assec. Le protocole proposé en introduction de ce document

Macroinvertébrés du littoral

du littoral doivent être échantillonnés fin-mars (avant la période de


étangs, dans une zone de profondeur comprise entre 30 et 50 cm (Figure 1). Les

prélevés dans le mésohabitat dominant (cf White and Irvine 2003), c'est-à-dire les accumulations de

: généralement macrophytes sénescents ou feuilles mortes provenant


Figure 16).

: Coupe schématique avec l’emplacement d’un prélèvement de macroinvertébrés du littoral dans les étangs de

la Dombes et photo de matière organique particulaire (débris végétaux) récoltée lors d’un même prélèvement type.

Les échantillons sont prélevés avec un filet emmanché d’ouverture de 10 cm sur 14 cm

maille de 5 mm) selon la méthode de prélèvement PLOCH/IBEM (Angelibert et al. 201

30 secondes de mouvements énergiques de va-et


43

Guide pratique pour la mesure des métriques retenues (incluant la

état écologique des étangs impose :

soit de se placer à une période de relevés dont on fait l’hypothèse qu’elle est favorable à


oplanctonique ne constituent pas des

interannuelle de ces étangs,

pertinente de l’état



r cette analyse à la même date de référence, qui pourrait être la

proposé en introduction de ce document paraît alors

mars (avant la période de


). Les échantillons sont

dire les accumulations de

: généralement macrophytes sénescents ou feuilles mortes provenant


: Coupe schématique avec l’emplacement d’un prélèvement de macroinvertébrés du littoral dans les étangs de

(débris végétaux) récoltée lors d’un même prélèvement type.

ouverture de 10 cm sur 14 cm (vide de

(Angelibert et al. 2010; Indermuehle

et-vient au-dessus du


44

relation avec la taille des étangs (Figure 17 ; 5 à 15 prélèvements par étang). Ce nombre de

prélèvement pourrait éventuellement être diminué (analyses supplémentaires nécessaires pour le

confirmer).

Figure 17 : Relation entre la surface des étangs et le nombre de prélèvements à effectuer.

4.3.3 Abondance moyenne par prélèvement (exprimée en log)

Les prélèvements peuvent soit être conservés dans de l’alcool et triés en laboratoire, soit triés

directement sur le terrain. Pour chaque prélèvement, il faut estimer le nombre de macroinvertébrés

présents. Tous les macroinvertébrés sont pris en considération (définition du macroinvertébré : selon

Tachet et al. 2000), excepté les oligochètes et les individus au stade nymphal.

4.3.4 Nombre de familles

Si cette métrique alternative est retenue, les prélèvements doivent nécessairement être

conservés dans de l’alcool et triés en laboratoire. Tous les macroinvertébrés doivent être déterminés

à la famille (définition du macroinvertébré : selon Tachet et al. 2000), excepté les oligochètes et les

individus au stade nymphal. Certains groupes particuliers, comme les Acarina et les Arachnides, ne

sont pas déterminés et sont considérés comme un seul taxon. Concernant les Coléoptères, seuls les

groupes considérés comme aquatiques (liste en Annexe 2) sont déterminés.

5 Perspectives Comme évoqué dans la partie « objectifs » de ce rapport, nous avons considéré que le bon état

écologique d’un étang piscicole résultait à la fois d’un bon fonctionnement piscicole associé à un bon

état biologique. Nous considérons aussi, pour ce type de milieux aquatiques particulièrement soumis

à de actions anthropiques, qu’une approche de l’état écologique de l’environnement proche de

l’étang pourrait illustrer le potentiel de celui-ci à héberger la biodiversité. Pour cela, certains

indicateurs seraient à définir.

5.1 Habitats des alentours des étangs et occupation des sols des bassins

versants

Pour les deux échelles d’étude, les cultures dominent dans l’environnement des étangs. Elles

sont suivies par les forêts et par les prairies. En revanche, les zones urbaines sont très peu présentes.

Les plans d’eau occupent aussi une place importante dans le rayon de 100 m autour des étangs

(Figures 18 et 19). Les habitats présentent dans la proximité des étangs montrent souvent une

grande diversité. Par exemples, les surfaces qui ont une potentielle comme habitats pour les

libellules s’accumulent à 38% dans le périmètre de 100 m.

45

Des analyses de régression et de corrélation multivariées ont montré que des concentrations

élevées de PO4 dans l’eau des étangs sont corrélées avec des surfaces élevées en cultures dans le

bassin versant, et également à un degré moindre, il en va de même pour NO3. Par contre, cette

influence significative des étangs déjà très riches en nutriments a été trouvée seulement les années

présentant des précipitations élevées au printemps et avec une distribution non équilibrée.

L’occupation du sol dans le bassin versant n’a pas été corrélée de manière significative aux sédiments

d’étangs.

Un transfert très élevé dans un fossé du bassin versant en aval avec une dominance de surfaces

agricoles a pu être constaté pour NO3 (Figure 20). Le bassin versant en amont a été dominé par des

bois et des forêts. Pour le P04, un transfert significatif pendant les quatre événements pluviaux

étudiés n’a pas pu être constaté.

Figure 20. Concentrations en NO3-N et PO4–P dans un fossé d’un bassin versant en amont et en aval et l’étang connecté

(l’eau d’étang a été prélevée au même moment que dans le fossé ; les concentrations sont des moyennes de quatre

événements pluviaux ; le flux d’eau a varié entre 8-64 l/s).

0

2

4

6

8

10

12

NO

3 (g

/m3)

0

20

40

60

80

100

120

PO

4 (m

g/m

3)

bassin versant en amont

étangbassin versant en aval

bassin versant en amont

étangbassin versant en aval

Figure 18 : Occupation du sol dans le périmètre de

100 m autour des étangs étudiés Figure 19 : Occupation du sol dans le bassin

versant des étangs étudiés

46

5.2 Les Odonates adultes comme indicateur de la qualité de

l’environnement des étangs

Aucune des métriques testées concernant les Odonates adultes ne permet de définir l’état

écologique de la masse d’eau. Les métriques de ce groupe biologique s’avèrent influencées

principalement par trois paramètres : (i) l’abondance des grands et moyens hélophytes dans la

ceinture de végétation entourant l’étang, (ii) la proportion de prairies et de forêts dans

l’environnement proche des étangs, et (iii) l’abondance de végétation submergée dans les étangs.

Ces relations sont démontrées par la modélisation des relations entre la richesse en Odonates

adultes (Modèles Additifs Généralisés, GAM) et ces paramètres. Les Odonates adultes seraient donc

surtout des indicateurs de la qualité de l’environnement des étangs plutôt que de la qualité de la

masse d’eau elle-même.

6 Conclusion L’analyse de l’état écologique de ce type de mases d’eau est complexe et nécessite encore

quelques ajustements, en particulier en ce qui concerne les protocoles. La chlorophylle-a semble

avec évidence un indicateur à retenir, les macrophytes et les macroinvertébrés (littoral, oligochètes)

apportent des informations pertinentes mais les protocoles permettant leur évaluation mériteraient

d’être encore allégés.

Nous proposons ici 2, voire 3 classes d’état observé et d’état à long terme des étangs, reposant

sur des outils qui sont complémentaires. Ces classes présentent cependant des limites qui restent à

affiner. Pour cela, il serait nécessaire de valider les métriques retenues sur un nouveau jeu d’étangs

de la Dombes et externes à la Dombes (une trentaine par exemple) en 2011 ou 2012. Ce test final

permettrait également de valider l’utilisation de l’abondance (une métrique peu coûteuse et facile à

mesurer) au lieu d’autres métriques (cf. Tableau 1) :

• « Abondance macrophytes » au lieu de la « richesse spécifique macrophytes »

• « Abondance macroinvertébrés littoral » au lieu du « nombre de familles macroinvertébrés

littoral »

• « Abondance macroinvertébrés littoral » au lieu de l’« IOBL »

Il permettrait également de consolider le choix de la chlorophylle-a pour le phytoplancton.

En ce qui concerne les macrophytes, il serait nécessaire pour aller plus loin d’analyser le contenu

floristique des étangs, de manière à rechercher des espèces ou des groupements dont la disparition

témoignerait d’un degré d’altération supérieur. Pour les raisons évoquées précédemment, cette

analyse devrait porter en priorité sur le contenu de la banque de graines, afin d’intégrer la variabilité

interannuelle. De plus, la banque de graines peut voir son contenu se diluer au cours du temps

(même si les espèces restent présentes), et nous n’avons pas échantillonné les étangs toujours au

même âge (en termes de distance temporelle par rapport au dernier assec). Il serait donc préférable

de ne pas considérer dans cette analyse l’abondance relative des espèces, mais plutôt leur

occurrence. La méthodologie proposée ci-avant doit être validée sur les jeux de données existants,

éventuellement complétés de nouvelles données, et en prenant en considération l’année

d’échantillonnage de la banque et de la végétation.

47

Cet outil est probablement pertinent pour la Dombes, dont les étangs sont soumis à des

perturbations prolongées et récurrentes par assec, générant des successions cycliques. Cette

situation est particulière, et il est possible qu’elle contribue à rendre la recherche d’indicateurs plus

complexe qu’elle ne le serait dans des écosystèmes d’étang moins perturbés. Pour s’en assurer, il

serait nécessaire de mesurer ce contraste banque/végétation en place sur des jeux d’étangs non

soumis à des assecs, ou dans lesquels le régime de perturbations est moins intense (vidange

hivernale uniquement).

48

Références

Allaby, M. 1992. The Concise Oxford Dictionary of Zoology. Oxford: Oxford University Press.

Angelibert, S., Rosset, V., Indermuehle, N., Oertli, B., 2010. The pond biodiversity index "IBEM": a new tool for the rapid

assessment of biodiversity in ponds from Switzerland. Part 1. Index development. Limnetica 29, 93-104.

Balvay, G., 1980. Fonctionnement et contrôle du réseau trophique en étang. In La Pisciculture en Etangs, R. Billard Ed.,

INRA Publ., Paris, 47-79

Barbe, J., Schlumberger, O., Bouretz, N. 1999. Utilisation du phytoplancton pour estimer la production piscicole

potentielle des étangs. Bulletin Français de Pisciculture 355: 387-402.

Barbour, M.T., Gerritsen, J., Snyder, B.D., Stribling, J.B., 1999. Rapid Bioassessment Protocols fur Use in Streams and

Wadeable Rivers: Periphyton, Benthic Macroinvertebrates and Fish, EPA 841-B-99-002, Washington. p. 344.

Barroin, G., 1991. La réhabilitation des plans d'eau. La Recherche, 22, 1412-1422.

Beaupied, H., 1980. Le cycle de l'azote dans les étangs. In La Pisciculture en Etangs, R. Billard Ed., INRA Publ., Paris, 81-97.

Bernard, A., Lebreton, P., 2007. Les oiseaux de la Dombes : une mise à jour. Académie de la Dombes, Fondation Pierre

Vérots. N°27 de la revue "Dombes", 168 p.

Billard, R., 1995. Les systèmes de production aquacole et leurs relations avec l’environnement. Cahiers Agricultures, 4, 9-

28.

Bissardon, M., Guibal, L., 1997. CORINE Biotopes. Version originale. Type d’habitats français. ENGREF, Nancy. 217 p.

Blindow, I., Andersson, G., Hargeby, A., Johansson, S., 1993. Long-term pattern of alternative stable states in two shallow

eutrophic lakes. Freshwater Biology 30, 159-167.

Blocksom, K.A., Kurtenbach, J.P., Klemm, D.J., Fulk, F.A., Cormier, S.M., 2002. Development and evaluation of the Lake

Macroinvertebrate Integrity Index (LMII) for New Jersey lakes and reservoirs. Environmental Monitoring and Assessment

77, 311-333.

Boedeltje, G., G. N. J. ter Heerdt, J.P. Bakker. 2002. Applying the seedling-emergence method under waterlogged

conditions to detect the seed bank of aquatic plants in submerged sediments. Aquatic Botany 72:121-128.

Boyd, C.E. 1985. Chemical budgets for channel catfish ponds. Trans.of the Ame.Fish.Soc., 114, 291-298.

Boyd, C.E., 1971. Practical aspects of chemistry in pond aquaculture. Progressive fish culturist, 59, 85-93.

Boyd, C.E., 1979. Water quality in warmwater fish ponds. Auburn Univ., 369 pp.

Chahuneau, F., Des Clers, S., 1980. Perspectives de modélisation du réseau trophique en étang. Applications potentielles

à l'optimisation et au contrôle de la production piscicole. In La Pisciculture en Etangs, R. Billard Ed., INRA Publ., Paris,

129-138.

Chovanec, A., Waringer, J., 2001. Ecological integrity of river-floodplain systems-assessment by dragonfly surveys

(Insecta : Odonata). Regulated Rivers-Research & Management 17, 493-507.

Combroux, I., Bornette, G., Willby, N., Amoros, C., 2001. Regenerative strategies of aquatic macrophytes in flood

disturbed habitats: the role of the propagule bank. Archiv für Hydrobiologie 152, 215-235.

Danger, M., Lacroix, G., Ka, S., Ndour, E.H., Corbin, D., Lazzaro, X., 2009. Food-web structure and functioning of

temperate and tropical lakes: A stoichiometric viewpoint. Annales De Limnologie-International Journal of Limnology 45,

11-21.

Declerck, S., Vandekerkhove, J., Johansson, L., Muylaert, K., Conde-Porcuna, J.M., Van der Gucht, K., Perez-Martinez, C.,

Lauridsen, T., Schwenk, K., Zwart, G., Rommens, W., Lopez-Ramos, J., Jeppesen, E., Vyverman, W., Brendonck, L., De

Meester, L., 2005. Multi-group biodiversity in shallow lakes along gradients of phosphorus and water plant cover.

Ecology 86, 1905-1915.

49

Dugdale, T.M., De Winton, M.D., and Clayton, J.S. 2001. Burial limits to the emergence of aquatic plant propagules. N.Z.J.

Mar. Freshw. Res. 35: 147-153.

Fustec, E., Lefeuvre, J.C. eds., 2000. Fonctions et valeurs des zones humides. Dunod Ed., 426 p.

Gee, J.H.R., Smith, B.D., Lee, K.M., Griffiths, S.W., 1997. The ecological basis of freshwater pond management for

biodiversity. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 7, 91-104.

Ginot, V., 1990. Modélisation de l'évolution nycthémérale de l'oxygène dissous en étang. Thèse Doctorat, Univ. Cl.

Bernard, Lyon I, 235 p.

Golovatyuk, L.V., Zinchenko, T.D., Shitikov, V.K., 2008. An indicative assessment of macrozoobenthos organisms in

flowing waters. Inland Water Biology 1, 260-273.

Goubier-Martin M. - Climat et aquaculture, application aux étangs de la Dombes. Thèse de Doctorat de Géographie.

Lyon, Université Jean Moulin - Lyon III, 1991.

Gulati, R.D., van Donk, E., 2002. Lakes in the Netherlands, their origin, eutrophication and restoration: state-of-the-art

review. Hydrobiologia 478, 73-106.

Hansson, L.-A., Annadotter, H., Bergman, E., Hamrin, S.F., Jeppesen, E., Kairesalo, T., Luokkanen, E., Nilsson, P.-A.,

Søndergaard, M., Strand, J., 1998. Biomanipulation as an application of food-chain theory: constraints, synthesis, and

recommendations. Ecosystems 1, 558-574.

Hering, D., Feld, C.K., Moog, O., Ofenbock, T., 2006. Cook book for the development of a Multimetric Index for biological

condition of aquatic ecosystems: Experiences from the European AQEM and STAR projects and related initiatives.

Hydrobiologia 566, 311-324.

Indermuehle, N., Angélibert, S., Rosset, V., Oertli, B., 2010. The pond biodiversity index "IBEM": a new tool for the rapid

assessment of biodiversity in ponds from Switzerland. Part 2. Method description and examples of application. Limnetica

29, 105-119.

Janse J.H.,Van Donk E., Aldenberg T., 1998. A model study on the stability of the macrophyte-dominated state as affected

by biological factors. Wat. Res., 32 : 2696-2706.

Jeppesen, E., Jensen, J.P., Søndergaard, M., Lauridsen, T.L., 1999a. Trophic dynamics in turbid and clearwater lakes with

special emphasis on the role of zooplankton for water clarity. Hydrobiologia 408/409, 217-231.

Jeppesen, E., Søndergaard, M., Kronvang, B., Jensen, J.P., Svendsen, L.M., Lauridsen, T.L., 1999b. Lake and catchment

management in Denmark. Hydrobiologia 395-396, 419-432.

Jones, J.I., Young, J.O., Eaton, J.W., Moss, B., 2002. The influence of nutrient loading, dissolved inorganic carbon and

higher trophic levels on the interaction between submerged plants and periphyton. Journal of Ecology 90, 12-24.

Karr, J.R., Chu, E.W., 1999. Restoring Life in Running Waters: Better Biological Monitoring, Island Press, Washington D.C.

ISBN 1–55963–674–2, 206 p.

Kleinman, P.J.A., Sharpley, A.N., 2001. Eutrophication of Lakes and Rivers. Encyclopedia of life sciences Ecology, 1-7.

Lauridsen, T.L., Jensen, J.P., Jeppesen, E., Søndergaard, M., 2003. Response of submerged macrophytes in Danish lakes to

nutrient loading reductions and biomanipulation. Hydrobiologia 506-509, 641-649.

Lesel, R. 1980. Détritus et décomposeurs dans les écosystèmes aquatiques. In R. Billard, La pisciculture en étang, INRA,

Publ. Paris, 31-36

Menetrey, N., Oertli, B., Lachavanne, J.B., 2010. The CIEPT: A macroinvertebrate-based multimetric index for assessing

the ecological quality of Swiss lowland ponds. Ecological Indicators.

Michelutti, N., Douglas, M.S.V., Lean, D.R.S., Smol, J.P., 2002. Physical and chemical limnology of 34 ultra-oligotrophic

lakes and ponds near Wynniatt Bay, Victoria Island, Arctic Canada. Hydrobiologia, 1_13.

Moss, B., Stansfield, J., Irvine, K., Perrow, M., Phillips, G., 1996. Progressive restoration of a shallow lake: A 12-year

experiment in isolation, sediment removal and biomanipulation. Journal of Applied Ecology 33, 71-86.

Norme AFNOR NF T90-390, 2002 - Détermination de l'indice oligochètes de bioindication des sédiments (IOBS). 23p.

50

Norme AFNOR NF T90-391, 2005 - Détermination de l'indice oligochètes de bioindication lacustre (IOBL). 17p.

Norme AFNOR XP T90-388, 2010 – Traitement au laboratoire d'échantillons contenant des macro-invertébrés de cours

d'eau

Oertli, B., Joye, D.A., Castella, E., Juge, R., Lehmann, A., Lachavanne, J.B., 2005. PLOCH: a standardized method for

sampling and assessing the biodiversity in ponds. Aquatic Conservation-Marine and Freshwater Ecosystems 15, 665-679.

Parsons, T.R., Strickland, J.D.H. 1963. Discussion of spectrophotometric determination of marine-plant pigments with

revised equations for ascertaining chlorophylls and carotenoïds. Journal of Marine Research 21: 155-163.

Raynal L, 2005. Coutumes et usages des étangs de la Dombes. Mémoire. Ecole supérieure des géomètres et topographes,

Le Mans, 46 p.

Ruse, L., 2010. Classification of nutrient impact on lakes using the chironomid pupal exuvial technique. Ecological

Indicators, 10, 594-601.

Sceau R., 1980, Les étangs de la Dombes : fondements socio-économiques d’un système hydraulique, Revue

Géographique de Lyon, n°2, 129-159.

Scheffer, M., Hosper, S.H., Meijer, M.L., Moss, B., Jeppesen, E., 1993. Alternative Equilibria in Shallow Lakes. Trends in

Ecology and Evolution 8, 175-279.

Scheffer, M., van Geest, G.J., Zimmer, K., Jeppesen, E., Sondergaard, M., 2006. Small habitat size and isolation can

promote species richness: second-order effects on biodiversity in shallow lakes and ponds. Oikos 112, 227-231.

Schneider, S., 2007. Macrophyte trophic indicator values from a European perspective. Limnologica 37, 281-289.

Sevrin-Reyssac, J., 1995. L'écosystème aquatique et la qualité des eaux. In Les carpes, biologie et élevage. R. Billard

Coord., INRA Ed., 25-79.

Smolders, A.J.P., Lamers, L.P.M., Lucassen, E.C.H.E.T., van der Velde, G., Roelofs, J.G.M., 2006. Internal eutrophication:

How it works and what to do about it – a review. Chemistry and Ecology 22, 93-111.

Solimini, A.G., Bazzanti, M., Ruggiero, A., Carchini, G., 2008. Developing a multimetric index of ecological integrity based

on macroinvertebrates of mountain ponds in central Italy. Hydrobiologia 597, 109-123.

Stelzer, D., Schneider, S., Melzer, A., 2005. Macrophyte-based assessment of lakes - a contribution to the implementation

of the European Water Framework Directive in Germany. International Review of Hydrobiology 90, 223-237.

Tachet, H., Richoux, P., Bournaud, M., Usseglio-Poletra, P., 2000. Invertébrés d'eau douce: systématique, biologie,

écologie, CNRS édition edn.

U.S.EPA, 2002. Methods for Evaluating Wetland Condition: Developing Metrics and Indexes of Biological Integrity, EPA-

822-R-02-016., p. 38. Office of Water, United States Environmental Protection Agency, , Washington.

Utermöhl, H., 1958. Zur Vervolkommung der quantitavive Phytoplankton. Methodik. Mitt. Internat. Verein. Limnol. 9: 1-

38.

Van der Valk, A.G., Davis, C.B., 1978. The role of seed banks in the vegetation dynamics of prairie glacial marshes.

Ecology 59, 322-335.

Vinatier JM, 1983. Etudes préliminaires en vue du drainage des terres agricoles du département de l’Ain : secteur de

référence de la Dombes. O.N.I.C.- Ministère de l’Agriculture (France), 238 p.

White, J., Irvine, K., 2003. The use of littoral mesohabitats and their macroinvertebrate assemblages in the ecological

assessment of lakes. Aquatic Conservation-Marine and Freshwater Ecosystems 13, 331-351.

Zhu, W, L. Wan & L. Zhao, 2010. Effect of nutrient level on phytoplankton community structure in different water bodies.

Journal of Environmental Sciences, 22: 32-39.

51

Annexes

52

ÉTANG COMMUNE X Y Surface (ha)

GRAND CURTELET St Germain s/ Renon 812517 2123432 24,94OLLIERE St André le Bouchoux 810656 2126071 8,26ONDONNIERE Chalamont 817342 2114929 12,28PETIT BERGER St André le Bouchoux 811019 2126295 4,50BOYARDON St André le Bouchoux 810151 2125831 5,17RATAY St Germain s/ Renon 812643 2123970 10,39REMONDET SUD St Nizier le Désert 816760 2117493 17,66PETIT TURLET Villars les Dombes 808347 2113345 25,12LES OURES Versailleux 814006 2114101 17,51GERVAIS St André le Bouchoux 811232 2128454 9,07GRAND VERNAI St Paul de Varax 813640 2125478 9,58FERRET St André le Bouchoux 811380 2127148 11,81LAURENCIN St Germain s/ Renon 813348 2125171 19,69DUFAY Montluel 805892 2104521 12,92VAVRES SUD Marlieux 813428 2122034 40,28MURIT Versailleux 815595 2112698 13,66CHAMBRE St Marcel 807480 2107325 29,96LONGEVAVRE St Marcel 807240 2106858 5,42FLAMMAREINS Bouligneux 804992 2118000 16,70NEUF RIOM Bouligneux 804334 2117202 32,98TREVEUX St Nizier le Désert 814760 2119891 7,19BATAILLARD St Paul de Varax 813739 2126874 37,44GOURD St Paul de Varax 813648 2126166 34,74GRAND MOULIN St André de Corcy 799612 2105318 11,61CLAIR St André sur Vieux J 818644 2133912 6,03CRINIER Marlieux 810675 2120692 7,13FILATIERE Sandrans 802824 2120408 9,23FORTIERE Sandrans 802745 2119892 17,30CHOSSOGNE Mionnay 802508 2104021 18,53CURLAISON Condeissiat 811601 2134298 25,35GRAND RACLET St Paul de Varax 816920 2123368 9,11

AUBERGERES Marlieux 813455 2120726 9,15BAIGNECUL Le Plantay 812104 2119012 3,09BROUILLE Sandrans 806727 2120655 21,15CHAPELIER Versailleux 814336 2111976 47,88CHARETIERE Bouligneux 816251 2121243 12,38CLOSURE Bouligneux 806370 2115190 4,77FORET Marlieux 812430 2121197 6,16GELINIERE Sandrans 806123 2121346 14,01GOTTIAU Le Plantay 813536 2114514 13,5GRAND BIRIEUX Birieux 808897 2109042 86,46MEZERAY Versailleux 814978 2113015 6,19MOGUET St Nizier le Désert 807694 2118013 4,95NEUF CHATEAU GRANGE Bouligneux 806609 2114652 12,31PETIT CHATEL Le Plantay 812183 2117479 3,81PETITES BONNES Marlieux 813412 2121750 4,93PETITES LECHES St Nizier le Désert 815466 2120977 7,12PLAT Versailleux 812767 2112091 12,19PRAILLEBARD Saint Jean de Thurigneux 800404 2109384 22,33RATTIER Sandrans 805379 2121411 6,47RONGIER Sandrans 805754 2119893 3,06ROULAND Villars les Dombes 811106 2113215 19,49RUINE La Chapelle du Chatelard 808963 2118240 2,88SATHONAY NORD Le Plantay 814434 2118695 18,87TIAME St Nizier le Désert 815768 2121423 10,81VENNY Le Plantay 812110 2117803 9,13VERNES Bouligneux 806967 2115017 4,28

CLAUSURE Bouligneux 808089 2117821 4,78NEUF SUD Bouligneux 807998 2118016 3,55GENEVE Bouligneux 808287 2118722 25,72LONGEVAVRE Chalamont 817771 2114900 7,36CHANTEMERLE Chalamont 818225 2114716 5,36MALLEPALUD Chalamont 822713 2112808 5,98BAUDET Chalamont 823350 2114848 1,84PETIT RONZUEL Chalamont 819631 2117125 12,94CHARPENNE Chalamont 819760 2117934 10,19LES PINS Condeissiat 812293 2130872 5,97LANSARDIERE Rignieux le Franc 816655 2110201 21,61PETIT MOULIN Rignieux le Franc 816551 2110903 5,19THOMAS Romanèche 806085 2103914 20,17LA TILLE Saint André Le Bouchoux 812711 2125641 11,12FAYETTE Saint André Le Bouchoux 811491 2128747 10,16GEOFFRAY Saint André Le Bouchoux 811850 2126081 4,96QUEUE DE L'OLLIERE Saint André Le Bouchoux 810797 2125687 9,28LES COTES Saint André Le Bouchoux 812913 2125406 4,06MONTFILLOUD Saint André Le Bouchoux 810004 2125327 6,14GRAND PRA Saint André Le Bouchoux 809931 2124858 6,81VERNATET Saint Germain sur Renon 810619 2125087 7,93EPANSARDIERES Saint Nizier le Désert 816567 2121928 6,01PORTERY Saint Nizier le Désert 816499 2122495 3,91BLENET Saint Nizier le Désert 817024 2124147 2,68GRAND RACLET Saint Nizier le Désert 816921 2123368 9,11SAINT ANNE Villars les Dombes 808971 2113003 3,15BOGUE Villars les Dombes 808995 2112619 7,58

2007

2008

2009

Annexe 1. Liste

des étangs

suivis (surlignés

en jaune :

étangs

pluriannuels)

53

(Annexe 1 suite)

54

Annexe 2 : Liste des familles de Coléoptères considérées comme aquatiques.

Sous-ordre Famille

Hydradephaga Hygrobiidae

Haliplidae

Dytiscidae

Noteridae

Gyrinidae

Myxophaga Sphaeriusidae

Polyphaga Hydrophilidae part.

Helophoridae

Hydrochidae

Spercheidae

Georissidae

Dryopidae

Elmidae

Hydraenidae

Scirtidae

Psephenidae

Hydroscapha Hydroscaphidae

55

Annexe 3 : Caractéristiques des métriques simples testées pour chaque compartiment biologique. Les métriques sont

classées par compartiment biologique. NS signifie valeur p du test de Mann-Whitney non-significative (p > 0.05). Le RSI et

le pourcentage de sites correctement classés ont été calculés pour tous les indices multi-métriques ayant une valeur p du

test de Mann-Whitney significative.

Groupe biologique Métrique simple

p Mann-Whitney RSI

% sites correctement classés

Phytoplancton Concentration chlorophylle-a (médiane, log) 0.0001 4.36 76

Concentration chlorophylle-a printemps (médiane, log) 0.0006 1.10 76

Pourcentage de Cyanobacteria 0.003 2.19 80

Végétation Abondance macrophytes (log) 0.0005 1.68 70

aquatique Richesse en macrophytes 0.001 0.72 75

Valeur de conservation macrophytes par étang (nested ranking method) NS - -

Abondance hélophytes (log) NS - -

Richesse en hélophytes NS - -

Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation submergée NS - -

Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation flottante NS - -

Classes de pourcentage de recouvrement de l'étang par de la végétation submergée et flottante NS - -

Invertébrés Nombre de familles de macroinvertébrés par étang 0.006 0.73 75

(littoral et centre) Nombre de genres de Coléoptères par étang NS - -

Nombre de genres de Gastéropodes par étang NS - -

Nombre de familles EPT (Ephémères-Plécoptères-Trichoptères) par étang NS - -

Nombre de familles d'Ephémères par étang NS - -

CIEPT 0.009 1.32 71

Nombre de genres de coléoptères et nombre de familles de macroinvertébrés par étang 0.015 1.61 67

Richesse raréfiée à 30 individus NS - -

Richesse raréfiée à 100 individus NS - -

Indice de Shannon par étang NS - -

Eveness par étang NS - -

Proportion de familles de gastéropodes par étang NS - -

Proportion de familles de Diptères par étang NS - -

Proportion de familles polluosensibles par étang NS - -

Proportion de familles d'insectes par étang NS - -

Rapport des familles d'insectes sur les familles de non-insectes par étang NS - -

Proportion de famille à dispersion passive NS - -

Rapport du nombre de genres de coléoptères et gastéropodes sur le nombre de genres maximal observé dans la Dombes NS - -

Indice Biologique Global Normalisé (IBGN) 0.005 0.42 58

Biological Monitoring Working Party (BMWP) 0.02 1.16 67

Average Score Per Taxa (ASPT) NS - -

Présence de Caenidae NS - -

Présence de Corixidae NS - -

Présence de Chironomidae NS - -

Présence de Limnephilidae NS - -

Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de sangsues NS - -

Présence de Libellulidae NS - -

Présence de gastéropodes NS - -

Abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement (log) 0.008 1.06 75

Abondance moyenne de Caenidae par prélèvement (log) NS - -

Abondance moyenne de Corixidae par prélèvement (log) NS - -

Abondance moyenne de Chironomidae par prélèvement (log) NS - -

Abondance moyenne de Limnephilidae par prélèvement (log) NS - -

Abondance moyenne de Dytiscidae par prélèvement (log) NS - -

IOR (richesse raréfiée en oligochètes à 100 individus) 0.005 2 56

IOD (log densité en oligochètes pour 0,1 m²) NS - -

Biomac (moyenne pondérée par l'abondance de la sensibilité des macroinvertébrés à la charge biodégradable) NS - -

NTM (richesse raréfiée en macroinvertébrés à 100 individus) 0.01 1.33 71

56

IOBL 0.008 0.50 76

IOR 0.005 2 56

IOD NS - -

Biomac NS - -

NTM 0.01 1.33 71

Odonates (adultes) Nombre d'espèces par étang NS - -

Résidu du nombre d'espèces par étang en fonction de la surface de l'étang NS - -

Présence d'espèce patrimoniale (Leucorrhinia pectoralis) NS - -

Valeur de conservation par étang (nested ranking method) NS - -

Présence d'Anax ssp NS - -

Présence d'Erythromma ssp NS - -

Amphibiens Nombre d’espèces patrimoniales par étang NS - -

Valeur de conservation par étang (nested ranking method) NS - -

57

Annexe 4 : Caractéristiques des indices multi-métriques intra-compartiment biologique testés. Les indices sont classés

par compartiment biologique. NS signifie valeur p du test de Mann-Whitney non-significative (p > 0.05). Le RSI et le

pourcentage de sites correctement classés ont été calculés pour tous les indices multi-métriques ayant une valeur p du

test de Mann-Whitney supérieure ou égale à celle de la meilleure métrique simple du compartiment biologique.

Groupe biologique Indice multi-métrique testé p

Mann-Whitney RSI

% sites

correctement

classés

Phytoplancton log médiane chlorophylle-a & pourcentage de Cyanobacteria 0.0003 1.57 76

log médiane chlorophylle-a printemps & pourcentage de Cyanobacteria 0.0002 0.85 76

Végétation log abondance macrophytes & richesse macrophytes 0.0014 1.38 74

aquatique log abondance macrophytes & valeur conservation macrophytes 0.0004 1.56 74

log abondance macrophytes & log abondance hélophytes 0.004 - -

log abondance macrophytes & richesse hélophytes 0.0004 2.36 74

Richesse macrophytes & valeur conservation macrophytes 0.007 - -

Richesse macrophytes & log abondance hélophytes 0.006 - -

Richesse macrophytes & richesse hélophytes 0.0004 0.61 74

Valeur conservation macrophytes & log abondance hélophytes NS - -

Valeur conservation macrophytes & richesse hélophytes 0.006 - -

Richesse hélophytes & log abondance hélophytes NS - -

Macroinvertébrés (centre + littoral)

log abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement & Nombre de familles de macroinvertébrés par étang 0.012 - -

log abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement & CIEPT 0.01 - -

log abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement & Nombre de genres de coléoptères et nombre de familles de macroinvertébrés par étang 0.008 0.82 72

log abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement & IBGN 0.012 - -

log abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement & Biological Monitoring Working Party (BMWP) 0.014 - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Chironomidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Limnephilidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Caenidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Limnephilidae NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de Corixidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Corixidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae NS - -

Présence de Chironomidae & Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de Chironomidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Chironomidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Chironomidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Dytiscidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Dytiscidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de sangsues & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de sangsues & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de gastéropodes & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Limnephilidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae NS - -

58

Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Dytiscidae NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae < 0.0001 1 42

Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de sangsues 0.031 - - Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Libellulidae NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de Libellulidae 0.026 - -

Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de gastéropodes NS - -

Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de Libellulidae 0.022 - -

Présence de sangsues & Présence de gastéropodes & Présence de Libellulidae NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae < 0.0001 0.25 25 Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Dytiscidae NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de sangsues NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Libellulidae NS - - Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae < 0.0001 1 42 Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de sangsues 0.031 - - Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Libellulidae NS - - Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues NS - - Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de Libellulidae < 0.0001 1 46 Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de Libellulidae NS - - Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de gastéropodes & Présence de Libellulidae NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de sangsues NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Caenidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Libellulidae NS - - Présence de Dytiscidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de sangsues NS - - Présence de Dytiscidae & Présence de Corixidae & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Libellulidae < 0.0001 1 46 Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de Chironomidae & Présence de gastéropodes & Présence de Libellulidae < 0.0001 1 42 Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de gastéropodes NS - - Présence de Chironomidae & Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de Limnephilidae NS - -

59

Présence de Limnephilidae & Présence de Dytiscidae & Présence de sangsues & Présence de gastéropodes & Présence de Libellulidae NS - -

IOBL 0.008 0,5 76

Biomac & IOBL 0.035 - -

Biomac & NTM 0.026 - -

Biomac & IOD 0.047 - -

IOBL & Log abondance moyenne macroinverébrés par prélèvement 0.004 6.44 75

IOBL & & Nombre de familles de macroinvertébrés par étang 0.004 0.77 75

60

Annexe 5 : Caractéristiques des indices multi-métriques inter-compartiment biologique testés. NS signifie valeur p du

test de Mann-Whitney non-significative (p > 0.05). Le RSI et le pourcentage de sites correctement classés ont été calculés

pour tous les indices multi-métriques ayant une valeur p du test de Mann-Whitney supérieure ou égale à celle de la

meilleure métrique simple du compartiment biologique.

Indice multi-métrique inter-compartiment biologique

p Mann-

Whitney RSI

% sites correctement

classés

Nombre de familles de macroinvertébrés & log abondance macrophytes 0.001 1.48 74

Nombre de familles de macroinvertébrés & Richesse spécifique en macrophytes 0.001 1.90 74

Nombre de familles de macroinvertébrés & Chlorophylle-a mesurée au printemps NS - -

Nombre de familles de macroinvertébrés & Pourcentage de Cyanobacteria NS - -

log nombre individus de macroinvertébrés par prélèvement & log abondance macrophytes 0.002 1.82 74

log nombre individus de macroinvertébrés par prélèvement & Richesse spécifique en macrophytes 0.003 1.30 74

log nombre individus de macroinvertébrés par prélèvement & Chlorophylle-a mesurée au printemps NS - -

log nombre individus de macroinvertébrés par prélèvement & Pourcentage de Cyanobacteria NS - -

log abondance macrophytes & Chlorophylle-a mesurée au printemps NS - -

log abondance macrophytes & Pourcentage de Cyanobacteria 0.035 - -

Richesse spécifique en macrophytes & Chlorophylle-a mesurée au printemps NS - -

Richesse spécifique en macrophytes & Pourcentage de Cyanobacteria NS - -

61

Annexe 6 : Valeurs des 3 métriques retenues en tant qu’indicateurs de l’état écologique exprimées en log ou non (chlorophylle-a, abondance des macrophytes et abondance des

macroinvertébrés du littoral) et des 2 métriques alternatives (richesse spécifique en macrophytes, nombre de familles de macroinvertébrés du littoral et IOBL) pour les étangs étudiés.

Nom de l'étang Code de l'étang Métriques retenues Indicateurs alternatifs

Chlorophylle-a

printemps (log)

Chlorophylle-a

printemps Abondance

macrophytes (log) Abondance

macrophytes Abondance macroinvertébrés

littoral (log) Abondance

macroinvertébrés littoral Richesse sp

macrophytes Nombre fam

macroinvertébrés littoral IOBL

SAINT ANNE ANN9 1.98 94 1.19 14.3 0.87 6.33 10 8 5.7 AUBERGERES AUB8 1.85 69 0.36 1.3 0.98 8.50 3 4 14.7 BAIGNECUL BAI8 1.56 35 1.52 32.1 1.34 21.00 13 8 11.1 Bataillard BAT7 1.53 33 2.15 138.67 13 15.1 BATAILLARD BAT8 2.19 154 0.45 1.8 1.17 13.83 6 5 14.8 BATAILLARD BAT9 0.48 2 1.79 60.4 2.60 400.50 18 12 14.8 BAUDET BAU9 1.82 65 0.00 0.0 1.24 16.40 0 7 13.2 Petit Berger BER7 1.83 66 1.60 39.00 7 11.7 GRAND BIRIEUX BIG8 1.90 79 0.31 1.0 0.88 6.67 3 11 15.5 BLENET (BLENEY) BLE9 0.70 4 0.20 0.6 3.00 989.40 2 19 16.2 BOGUE BOG9 1.56 35 1.17 13.9 0.36 1.29 3 5 6.9 Boyardon (Boliard) BOL7 2.00 99 1.58 37.00 21 16.0 PETITES BONNES BOP8 2.22 164 0.29 0.9 0.48 2.00 2 7 14.6 BROUILLE BRO8 1.18 14 1.73 52.1 1.20 14.70 19 7 16.6 CHARPENNE (La) CAR9 0.60 3 1.53 33.1 0.96 8.12 14 5 12.7 Chambre CHA7 1.46 28 1.75 54.73 16 18.6 CHAPELIER CHE8 1.00 9 1.74 54.3 1.64 42.46 26 13 16.3 CHANTEMERLE CHN9 1.70 49 1.43 25.7 1.94 86.86 4 13 12.8 Chossogne CHO7 0.90 7 1.72 51.10 14 15.2 PETIT CHATEL CHP8 1.56 35 0.86 6.3 0.89 6.83 9 2 13.3 CHARETIERE CHR8 1.57 36 1.12 12.1 2.13 133.62 13 16 11.7 Clair CLA7 0.90 7 1.60 38.57 7 18.2 CLOSURE CLO8 1.89 77 1.23 16.0 1.71 50.17 11 9 15.0 CLAUSURE (LANDAY GAUCHE) CLS9 1.08 11 1.72 50.9 1.20 14.83 16 7 7.4 LES COTES COT9 1.34 21 2.05 110.4 1.59 38.00 17 13 12.4 Crinier CRI7 1.97 92 1.30 18.86 13 16.0 Grand Curtelet CUG7 1.70 49 2.54 349.73 26 15.9 GRAND CURTELET CUG8 0.70 4 1.85 70.2 14 18.2 GRAND CURTELET CUG9 0.30 1 1.97 91.36 17 11.3 Dufay DUF7 2.35 223 0.46 1.89 3 13.7 FAYETTE(S) FAY9 1.73 53 1.80 62.0 2.56 359.75 19 17 11.4 Ferret FER7 1.04 10 1.86 72.00 19 17.7 FERRET FER8 1.59 38 1.83 66.9 1.63 41.87 17 14 16.0 FERRET FER9 1.68 47 1.84 68.8 2.65 447.25 14 15 14.9 Filatière (Forêt Sud) FIL7 1.76 57 1.91 81.13 23 14.5 Flammareins FLA7 1.00 9 2.07 117.78 25 19.6 FORET FOE8 0.60 3 1.42 25.2 1.58 37.43 14 9 15.9 La fortière FOR7 0.70 4 1.74 54.44 15 15.9 GELINIERE GEL8 0.70 4 1.87 72.7 0.54 2.44 29 9 18.8 GENEVE GEN9 1.53 33 1.80 62.5 2.25 176.36 19 13 15.5 GEOFFRAY GEO9 0.70 4 2.07 116.3 2.36 226.33 19 17 16.4 Gervais GER7 2.52 331 1.71 50.75 20 14.2 GERVAIS GER8 2.31 203 0.51 2.3 0.48 2.00 4 4 13.8 GERVAIS GER9 1.48 29 0.35 1.3 1.08 11.12 4 10 14.9 GOTTIAU GOT8 1.04 10 1.03 9.7 1.43 26.00 17 10 12.9 Du Gourd GOU7 2.22 166 0.91 7.08 10 16.4

62

LANSARDIERE LAN9 1.18 14 1.92 82.6 1.63 41.50 9 11 15.4 Laurencin (Lirancin) LAU7 1.91 80 2.58 381.40 25 16.6 LIBY LIB8 1.79 61 0.65 3.5 0.71 4.13 2 8 13.7 LONGEVAVRE LOC9 0.30 1 1.82 64.4 1.59 38.00 22 11 11.2 Longevavre LON7 2.13 133 0.72 4.29 8 15.7 MALLEPALUD (MALEPELUD) MAL9 1.40 24 1.77 58.1 14 16.6 MEROLY (PETITES LECHES) MER8 1.89 77 0.48 2.0 1.78 59.71 5 7 13.6 MEZERAY MEZ8 2.16 145 0.11 0.3 2.27 186.57 3 12 15.4 Grand Moulin MOG7 1.88 74 0.44 1.75 2 16.6 GRAND MOULIN MOG8 1.04 10 1.84 68.5 13 15.4 GRAND MOULIN MOG9 2.00 99 1.11 11.8 1.10 11.50 4 10 12.3 MONTFILLOUD (MONFILIOUD) MON9 0.30 1 1.54 33.6 2.41 256.14 6 12 13.0 PETIT MOULIN MOP9 0.85 6 1.75 55.6 2.29 193.14 15 13 15.1 MOGUET MOT8 1.00 9 1.33 20.6 2.19 152.33 13 8 15.1 Murit MUR7 1.59 38 2.13 132.89 18 14.7 MURIT MUR8 2.18 152 0.38 1.4 0.76 4.78 1 6 16.1 MURIT MUR9 1.71 50 0.48 2.0 2.39 246.56 3 6 14.0 NEUF CHATEAU GRANGE NCG8 0.48 2 2.10 124.7 1.65 43.50 23 15 14.6 Neuf riom NER7 1.00 9 1.73 53.09 18 15.5 NEUF (SUD) NES9 1.04 10 1.68 46.5 1.76 56.50 16 8 13.5 L'ollière OLI7 1.99 97 1.46 28.12 12 17.1 QUEUE DE L'OLLIERE (L'OLIERE) OLQ9 0.00 0 2.46 285.63 16 14.9 Ondonnière OND7 1.80 62 1.86 72.25 13 14.6 ONDONNIERES OND8 2.17 147 0.26 0.8 0.70 4.00 5 3 14.1 ONDONNIERES OND9 1.48 29 0.00 0.0 1.11 12.00 0 4 15.6 Les Oures OUR7 1.56 35 1.66 44.78 8 15.6 LES PINS (LES REIGNIERES) PIN9 1.89 76 0.20 0.6 1.49 30.00 2 8 12.8 PLAT PLA8 0.60 3 1.78 59.2 0.86 6.25 23 6 17.1 PORTERY POR9 1.45 27 0.24 0.8 2.49 311.33 2 14 14.3 PRAILLEBARD PRA8 1.20 15 1.40 24.20 12 14.6 GRAND PRA PRG9 0.30 1 1.62 40.4 1.91 80.00 11 12 15.3 GRAND RACLET RAG9 1.48 29 1.56 34.9 2.57 373.50 12 20 15.5 RATTIER RAI8 1.11 12 1.71 50.0 3.00 990.29 10 14 15.1 Ratel (Ratay) RAT7 2.26 182 1.31 19.25 13 15.5 Remondet Sud RES7 0.95 8 2.18 149.44 11 19.6 RONGIER RON8 1.20 15 1.94 85.5 2.04 107.67 13 11 13.5 PETIT RONZUEL ROP9 1.60 39 1.64 42.9 0.71 4.11 5 6 13.6 ROULAND ROU8 0.60 3 1.86 72.3 2.53 336.30 29 14 13.6 RUINE RUI8 1.68 47 1.48 29.5 1.68 46.40 10 8 15.9 SATHONAY NORD SAN8 2.26 179 0.36 1.3 0.40 1.50 4 5 14.7 THOMAS THO9 1.97 93 1.87 72.7 1.58 36.80 17 11 11.6 TIAME TIA8 1.54 34 0.70 4.0 2.44 273.13 8 14 20.1 LA TILLE TIL9 1.08 11 1.81 63.5 2.74 543.75 20 20 14.9 La chapelle (Treveux) TRE7 1.41 25 1.62 40.43 15 13.1 Tripoux TRI7 1.75 55 2.06 114.37 16 12.9 Petit Turlet TUP7 2.03 107 0.55 2.55 5 16.0 Vavres Sud VAS7 1.00 9 1.77 58.17 15 16.9 VENNY VEN8 1.26 17 1.37 22.5 1.37 22.38 19 13 14.4 Grand Vernai VER7 1.43 26 2.21 163.00 27 19.7 GRAND VERNAI VER8 0.70 4 1.52 32.2 3.29 1954.88 22 23 17.5 GRAND VERNAI VER9 0.70 4 1.96 89.3 3.16 1432.12 21 22 12.7 VERNATET (LES BENONNIERES) VET9 0.70 4 1.90 78.8 2.63 428.57 18 22 14.2 VERNES VRN8 2.33 212 0.11 0.3 0.22 0.67 2 2 12.8

63

Annexe 7 : Extrait de l’Annexe V de la Directive 2000/60/CE (Directive Cadre Européenne sur l’Eau)

64

Productions des partenaires du programme

Publications publiées ou sous presse

Arthaud F., Mousset M., Vallod D., Robin J., Wezel A., Bornette G. Vegetation-propagule bank relationships along a light stress gradient. Oikos. (submitted).

Arthaud F., Robin J., Bornette G., Vallod D. Phytoplankton diversity and productivity in eutrophic shallow lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science. (submitted).

Arthaud F., Vallod D., Wezel A., Robin J., Bornette G. Disturbances control plant biodiversity along productivity and dispersion gradients in shallow lakes (in course of resubmission).

Leclerc D., S. Angélibert S., Rosset V. Oertli B. Les Libellules (Odonata) des étangs piscicoles de la Dombes. Martinia. (In press)

Robin J., Wezel A., Bornette G., Oertli B., Arthaud F., Pobel D., Rosset V., Angélibert S., Vallod D. Is the trophic state a good surrogate for the ecological quality of eutrophicated shallow lakes? Hydrobiologia. (submitted).

Vallod D., Wezel A. (2010) Influence des pratiques agropiscicoles sur la biodiversité des étangs de la Dombes (Ain, France) en vue d'une valorisation de produits du terroir. VertigO - la revue électronique en sciences de l'environnement. http://vertigo.revues.org/9980.

Wezel A., Arthaud F., Dufloux C., Renoud F., Vallod D., Robin J., Sarrazin B. Varied impact of land use on water and sediment parameters on nutrient rich shallow lakes with fish production of the Dombes agroecosystem, France. Hydrobiologia. (submitted).

Publications en préparation :

Arthaud F. Vallod D., Wezel A., Robin J., Bornette G. Disturbance regime and eutrophication shape short term succession of plant functional groups in shallow lakes.

Rosset V., Simaika, Arthaud F., Bornette G., Samways, Oertli B., Vallod D. Comparison of scoring methods used in the assessment of conservation value of ponds and lakes

Wezel A., Robin J., Vallod D. Effects of different shallow lakes management on water quality and fish production in the Dombes agroecosystem, France.

Rapports de Masters (classement chronologique) :

Bergeron K., 2010. Biodiversité des amphibiens des mares de la Dombes (Ain) et mise en place d’une clé électronique multi-accès d’aide à la détermination des espèces. Thèse de Bachelor, Filière Gestion de la Nature HES-SO/Genève – HEPIA

Jauneau M., 2009. Fonctionnement hydrologique de 4 étangs piscicoles de la Dombes. Master 2 Sciences de la Terre, de l'Eau et de l'Environnement, Université François Rabelais Tours.

Mousset N., 2009. Impact of phytoplankton and fish on the relationship between propagule bank and established vegetation in ponds (Dombes, France). Master Biosciences ENS Lyon.

Nadal D., 2009. Fonctionnement écologique des étangs de la Dombes : relation entre pratiques de gestion et diversité végétale. Mémoire de Master 2 Géographie-Environnement-Territoires spécialité professionnelle Connaissance, gestion et mise en valeur des espaces aquatiques continentaux.

Dufloux C., 2008. Pratiques agropiscicoles et diversité des habitats des étangs de la Dombes. Mémoire de Fin d’étude ESA Angers.

Meynard M., 2008. Dynamique phytoplanctonique des étangs de la Dombes. Approche méthodologique pour l’utilisation de l’Indice Phytoplanctonique et du modèle PROTECH. Master 2 Ecologie, Evolution, Biométrie, Université Lyon I.

65

Vaucoret, JM. 2008. Cartographie et caractérisation quantitative du paysage de la Dombes. Rapport Master II Professionnel Microbiologie Parcours bio-évaluation des écosystèmes, Université Lyon I.

Malcotti E., 2008. Proposition de méthodes d’échantillonnage des amphibiens pour évaluer la biodiversité des étangs de la Dombes (France, Ain). Mémoire de Diplôme EIL Lullier.

Weber, J. 2008. Importance de la nature et de la toxicité des sédiments dans la répartition et l’abondance des macroinvertébrés des étangs de la Dombes, France. Master bi-disciplinaire: Biologie et Sciences de la Terre, Université de Genève.

Chavalard P., Flandin M., 2007. L’écosystème dombiste, entre outil de production et zone écologique remarquable. Caractérisation du système étang/bassin versant et application aux transferts de polluants d’origine agricole. Rapport de Fin d’étude ISARA Lyon.

Communications à des colloques (classement chronologique) :

Rosset V., Angélibert S., Arthaud F., Vallod D., Oertli B. Climate change and freshwater biodiversity: forecasting future changes in small temperate waterbodies. SIL (International Society for Limnology) Congress. Cape Town, South Africa, 15-20 August 2010.

Arthaud F., Fenet S. Biodiversity modelling and optimisation in pond networks. 7th International Conference on Integration of Artificial Intelligence (AI) and Operations Research (OR) Bologne, Italie, 14-18 juin 2010.

Arthaud F. Vallod D., Bornette G. Management practices control the relationship between established and potential plant biodiversity in fish-ponds. The 5th Annual Meeting of the Society of Wetland Scientists European Chapter, Tramore,Irlande, 26-28 mai 2010.

Arthaud F., Vallod D., Robin J., Bornette G. Richness of established vegetation and propagule bank in shallow lakes: impact of phytoplankton productivity. 4th European Pond Conservation Workshop, Berlin, Allemagne, 1-4 juin 2010. (Poster)

Robin J., Vallod D., Bornette G., Arthaud F., Wezel A. Phytoplankton as a trophic index for small waterbodies and its relation with selected taxonomic units? 4th European Pond Conservation Workshop, Berlin, Allemagne, 1-4 juin 2010.

Rosset V., Angélibert S., Arthaud F., Vallod D., Oertli B. How climate change could affect the biodiversity of stagnant waterbodies: a case-study with eutrophic to hypertrophic ponds (Dombes, France). 4th European Pond Conservation Workshop, Berlin, Allemagne, 1-4 juin 2010.

Wezel A., Arthaud A., Sarrazin B. Influence of land use and lake management on water and sediment parameters of shallow lakes with fish production in the Dombes region, France. 4th European Pond Conservation Workshop, Berlin, Allemagne, 1-4 juin 2010.

Arthaud F., Robin J., Bornette G., Vallod D. Algal productivity and diversity in shallow lakes: the role of nutrients. 6th Symposium for European Freshwater Sciences, Sinia, Roumanie, 17-21 aout 2009.

Arthaud F., Robin J., Bornette G., Vallod D. Indicateurs de trophie et structure de la communauté phytoplanctonique. ECOVEG 2009, Gembloux, Belgique, 8-10 avril 2009.

Angélibert S., Arthaud F., Oertli B., Robin J., Rosset V., Vallod D. Can eutrophic fishponds respond to the water framework directive requirements? First answer according to the biodiversity of macroinvertebrates and dragonflies. ASLO, Advancing the Science of Limnology and Oceanography, Nice, 25-30 Janvier 2009.

Vallod D., Guerin M. Suivi saisonnier des macro-invertébrés benthiques des étangs de la Fondation Pierre Vérots (2006-2007). Poster 2è Colloque « Les Insectes en zones humides continentales ». Monthieux, 9-10 octobre 2008.

Arthaud F., Robin J., Bornette G., Vallod D. The structural features of phytoplankton communities in ponds. International Symposium of European Ponds Conservation Network, Valencia, 13 -16 mai 2008, pp. 27-28

Wezel A., Flandin M., Rosset V., Robin J., Oertli B., Angelibert S., Vallod D. Influence of pond fisheries and agricultural practices on biodiversity in the Dombes region, France. International Symposium of European Ponds Conservation Network, Valencia, 13-16 mai 2008.

Caractérisation écologique des étangs de la Dombes Mise au...

Documents

Transcript of Caractérisation écologique des étangs de la Dombes Mise au...