Calcul de l`indicateur - envlit

Directive cadre sur l’eau
Calcul des indicateurs pour la végétation autre que le
phytoplancton
Macroalgues intertidales
Université de Bretagne
Occidentale
Institut Universitaire Européen de
la Mer
Erwan Ar Gall & Michel Le Duff
Lémar UMR 6539
Technopôle Brest-Iroise Place Nicolas
Copernic
29280 PLOUZANÉ
Macroalgues subtidales
Muséum National d’Histoire
Naturelle
Sandrine Derrien-Courtel et Aodren
Le Gal
Station de Biologie Marine de
Concarneau
Département Milieux et Peuplements
Aquatiques
Place de La Croix – BP 225
29182 CONCARNEAU Cedex
Blooms d’opportunistes
Centre d’Etude et de Valorisation
des Algues
Nadège Rossi
83 rue Pen Lan
22610 PLEUBIAN
Angiospermes
Ifremer Station d’Arcachon
Isabelle Auby
Laboratoire environnement et
resssources
Quai du Commandant-Silhouette
33120 Arcachon
Macrophytes
La végétation autre que le phytoplancton comprend, en Loire – Bretagne :
- les macroalgues intertidales en eaux côtières et en eaux de transition ;
- les macroalgues subtidales, pertinentes comme indicatrices de la qualité de la masse
d’eau dans les eaux côtières ;
- les blooms d’opportunistes présents dans des masses d’eau côtière comme en masse
d’eau de transition ;
- les herbiers de zostères (angiospermes) en eaux côtières et en eau de transition.
L’indicateur
L’état des macrophytes correspond à l’état le plus déclassant de chacune des quatre
catégories de végétation qui constituent cet ensemble.
Calcul de l’indice de qualité DCE pour les macroalgues sur les
estrans intertidaux rocheux dans les masses d’eau côtières
Erwan Ar Gall & Michel Le Duff Lémar - IUEM – UBO décembre 2007
adapté par Anne Pellouin – Grouhel et Valentin Dupraz Ifremer – LER MPL
Introduction :
La mise en place de la DCE a imposé une harmonisation des méthodes d’évaluation entre
pays d’Europe concernés par les mêmes éléments de qualité, organisée dans le cadre de
l’intercalibration.
Pour les macroalgues sur les estrans intertidaux le protocole d’observation défini pour la DCE
correspond à une version allégée du protocole mis en oeuvre dans le cadre de la surveillance
Rebent Bretagne 2005-2007 (fiche technique Rebent FT11 ) auquel a été ajouté une
évaluation de la couverture végétale globale (Ar Gall & le Duff 2007).
Le calcul de l’indice de qualité est une adaptation du CFR proposé par les espagnols dans le
cadre DCE. Il prend en compte la contribution de chaque ceinture à la couverture végétale
d’un site donné, la richesse spécifique de chaque ceinture en espèces caractéristiques et
l’importance du couvert des espèces opportunistes. L’indice correspond ainsi à la somme de
trois sous-indices.
1. Couverture végétale globale
Tous les niveaux du médio-littoral sont concernés, et les taux de couverture de chaque
ceinture, estimés à partir de 9 quadrats par ceinture, sont convertis en points.
Seules les ceintures présentes sont prises en compte. Les points obtenus pour chaque ceinture
sont cumulés pour donner une valeur globale pour l’estran.
Pour tenir compte de l’importance relative du couvert végétal de chaque ceinture, tout en
permettant un calcul simple de l’indice de couverture végétale, avec des nombres entiers et un
total ne dépassant pas 40, chaque ceinture sera classée en fonction de la surface qu’elle
représente. Si une ceinture est absente, il faut appliquer une règle de trois pour atteindre un
maximum de 40. La présence de substratum mobile (sable, vase, gravier, petits blocs) ou
délitant (roche calcaire litée) à plus de 50 % du total de substratum permet de disqualifier le
niveau et donc de ne pas le faire intervenir dans le calcul. Par contre une turbidité importante
ou un ensablement limité à 1 – 2cm du substratum rocheux ne peut être considéré comme
disqualifiant, les Rhodophycées prenant souvent dans ce cas la place des Phaeophyceae
dominantes.
On utilise le tableau indiciel ci-après (tableau 1).
Note attribuée en fonction du rang de la ceinture
(classement par surface décroissante)
Rang 1 Rang 2 Rang 3 Rang 4 Rang 5 Rang 6
0 - 2.5%
0
0
0
0
0
0
2.5 – 5 %
2
2
1
1
1
1
5 - 10 %
4
3
2
2
2
2
10 – 25 %
5
5
3
3
3
3
25 – 50 %
6
6
5
4
3
3
50 – 75 %
7
7
6
5
4
4
75 – 100 %
9
8
7
6
5
5
Tableau 1 : note de couverture végétale
Icv = somme des Nc
Icv : indice de couverture végétale, ramené à un potentiel de 40 points
Nc : note de couverture végétale de la ceinture
Taux de couverture évalué
2. Nombre d’espèces caractéristiques présentes sur l’estran
Les espèces caractéristiques sont considérées par ceintures ou populations linéaires de
Phaeophyceae structurantes. Nous distinguerons les niveaux bathymétriques successifs, soit
de bas en haut de la zone intertidale celles de :
- Laminaria digitata (Ld),
- Himanthalia elongata et Bifurcaria bifurcata (He + Bb),
- Fucus serratus (Fser),
- Ascophyllum nodosum et Fucus vesiculosus (An + Fves)
- Pelvetia canaliculata (Pc) et Fucus spiralis (Fspi) regroupées en raison de leur faible
diversité macroalgale.
Les espèces prises en compte sur le terrain pour le calcul d'indice sont celles qui figurent dans
les listes ci-après (tableau 2) et dont la couverture moyenne par ceinture est supérieure à
2.5%. Pour Pc et Fspi, les espèces prises en compte sont celles dont le recouvrement atteint au
moins 2.5% dans l’une ou l’autre ceinture. Quand une espèce présente un cycle de vie
hétéromorphe, les surfaces couvertes par les générations visibles seront additionnées (exemple
: Mastocarpus stellatus / Petrocelis cruenta).
L’importance de chaque ceinture dans le calcul du sous-indice est pondérée par le nombre
d’espèces caractéristiques attendu.
Les deux formes d'une même espèce peuvent être indiquées, le cas échéant, de même que le
nom de deux espèces ne pouvant être distinguées sur le terrain (ex: Laurencia obtusa / L.
hybrida).
Les synonymies sont également indiquées :
Asparagopsis armata / Falkenbergia rufolanosa
Corallina spp. pour C. elongata + C. officinalis + Haliptilon squamatum
Gelidium spinosum = G. pulchellum = G. latifolium
Hildenbrandia rubra = H. prototypus
Laurencia obtusa ou L. hybrida
Mastocarpus stellatus / Petrocelis cruenta
Osmundea pinnatifida = Laurencia pinnatifida
ceinture
Espèces
attendues
Pc + Fspi
An + Fves
Fser
He + Bb
Ld
Ascophyllum
nodosum
Catenella
repens
Fucus spiralis
Hildenbrandia.
Rubra
Lichina
pygmaea
Pelvetia
canaliculata
Verrucaria
maura
Ascophyllum nodosum
Cladophora rupestris
Corallina spp.
Fucus serratus
Fucus vesiculosus
Gelidium spinosum
(pulchellum/latifolium)
Gelidium pusillum
Lithophyllum incrustans
Lithothamnion
lenormandii
Lomentaria articulata
Mastocarpus stellatus
Plumaria plumosa.
Rhodothamniella
floridula
Chondrus crispus
Cladophora rupestris
Corallina spp.
Cryptopleura ramosa s
Fucus serratus
Gelidium spinosum
(pulchellum/latifolium)
Gelidium pusillum
Lithophyllum incrustans
Lithothamnion
lenormandii
Lomentaria articulata
Mastocarpus stellatus
Osmundea pinnatifida
Palmaria palmata
Plumaria plumosa
Rhodothamniella
floridula
Asparagopsis
armata/Falkenbergia
Bifurcaria bifurcata
Calliblepharis jubata
Chondracanthu
acicularis
Chondrus crispus
Cladophora rupestris
Corallina spp.
Cryptopleura ramosa
Cystoclonium
purpureum
Gelidium spinosum
(pulchellum/latifolium)
Himanthalia elongata
Laurencia obtusa
/ L hybrida
Lithophyllum incrustans
Lomentaria articulata
Mastocarpus stellatus
Osmundea pinnatifida
Palmaria palmata
Plocamium
cartilagineum
Rhodothamniella
floridula
Calliblepharis
jubata
Chondracanthus
acicularis
Chondrus crispus
Corallina spp
Cryptopleura
ramosa
Cystoclonium
purpureum
Himanthalia
elongata
Laminaria
digitata
Laminaria
saccharina
Laurencia obtusa
/ L. hybrida
Lithophyllum
incrustans
Lomentaria
articulata
Mastocarpus
stellatus
Osmundea
pinnatifida
Palmaria
palmata
Plocamium
cartilagineum
Saccorhiza
polyschides
7
13
15
19
17
Nb
espèces
Tableau 2 : liste des espèces caractéristiques par ceinture
points attribués
Nesp-c
Pc + Fspi An + Fves Fser He + Bb Ld
5
5
5
5
1
5
2
10
3
20
10
4
10
30
10
10
5
20
20
6
7
30
20
20
8
30
9
30
10 et +
30
Tableau 3 : note de présence des espèces caractéristiques
Nesp-c : nombre d’espèces caractéristiques identifiées dans la ceinture (ou groupement de
ceintures),
Icarac = 5 * P/C
Icarac : indice de présence des espèces caractéristiques
P : somme des points de chaque ceinture
C : nombre de ceintures présentes.
3. Couverture des espèces opportunistes
L’indice tient compte du couvert des espèces ou groupes d’espèces opportunistes ci-après
dans chacune des ceintures.
Phaeophyceae
Ectocarpales
(Ectocarpaceae : Ectocarpus spp., Pylaiella spp., Hincksia spp.)
Chlorophyceae
Enteromorpha compressa
Enteromorpha ramulosa
Ulva spp.
Rhodophyceae
Ceramium spp.
Polysiphonia spp. (hormis P.lanosa et P.elongata)
Boergeseniella spp.
Microalgues coloniales Diatomées (épiphytes ou épilithes)
Tableau 4 : liste des espèces opportunistes
Les taux de recouvrement sont estimés sur le terrain par espèce et par quadrat. Le taux de
recouvrement des opportunistes pour une ceinture est calculé à partir de la moyenne des taux
(valeur médiane de la classe) toutes espèces et tous quadrats de la ceinture confondus.
Les valeurs des médianes par classe sont les suivantes :
[1-5] = 3 ; [5-25] = 15 ; [25-50] = 37,5 ; [50-75] = 62,5 ; [75-100] = 87,5.
Une note est donnée à chaque ceinture, en regroupant les ceintures Pc et Fspi, selon le barême
du tableau 5.
Classe de recouvrement Points attribués
0 - 5%
6
5 – 25 %
4
25 – 50 %
2
50 – 75 %
1
75 – 100 %
0
Tableau 5 : note de couverture par les espèces opportunistes
Iopp = somme des notes pour chaque ceinture, ramené à un potentiel de 30 points
5. Calcul de l’indice pour les macroalgues intertidales
IMI = Iopp + Icarac + Icv
IMI : indice global pour les macroalgues intertidales, sur 100 points.
L’état déterminé par cet indice sera :
Valeur de IMI
0 - 19
20 - 40
41 - 61
62 - 82
83 – 100
Etat
Mauvais
Médiocre
Moyen
Bon
Très bon
échantillonnage et mise au point d'un indice MET
Erwan Ar Gall – Lémar
Michel Le Duff – IUEM
Février 2012
Extrait du document ONEMA
Expertise et traitement de l'ensemble des données DCE macroalgues intertidales -MEC en
Manche - Atlantique, intercalibration européenne et représentation au GIG NEA,
échantillonnage et mise au point d'un indice MET.
Rapport final. ERWAN AR GALL & MICHEL LE DUFF.
1. Structuration des ceintures de Fucales des hauts niveaux : Pelvetia
canaliculata, Fucus spiralis et Ascophyllum nodosum / F. vesiculosus
Le protocole d'échantillonnage est comparable à celui développé pour les ceintures de
macroalgues intertidales des MEC, mais seules sont concernées les trois ceintures des plus
hauts niveaux de l’estran, à savoir
- Pelvetia canaliculata (Pc),
- Fucus spiralis (Fspi) et
- Ascophyllum nodosum + Fucus vesiculosus (An + Fves),
présentes sur les masses rocheuses des estuaires.
Réplicats d’échantillonnage : trois quadrats aléatoires de 33 cm X 33 cm par point,
trois points fixes de 1.65 m X 1.65 m par ceinture, soit 9 quadrats et 0.9 m2
Paramètres suivis : couverture de chacune des espèces présentes dans chaque quadrat, dans
la mesure où les individus présents peuvent être distingués à l’oeil nu.
Utilisation de fourchettes de recouvrement (intervalles [0-5[, [5-25[, [25-50[, [50-75[ et [75100[, puis médianes 2,5%, 15%, 37,5%, 62,5% et 87,5%, respectivement, pour les calculs).
Calcul de la métrique substrats durs (Q) :
Le calcul d’un indice Q (pour quotient) est effectué par ceinture et par quadrat, puis les
valeurs sont poolées afin d’établir une moyenne par site. Un traitement statistique est ensuite
possible.
Q = (P + R / 100+C) x 100
Q est donné en unités de 0 à 100, avec :
P = couverture des Phaeophyceae, toutes strates confondues, en %
R = couverture des Rhodophyceae, toutes strates confondues, en %
P + R = somme de P et R, donc couverture des espèces caractéristiques (sauf exception) des
roches intertidales végétalisées des estuaires, somme limitée à 100% en cas de dépassement
(cumul des strates)
C = couverture des Chlorophyceae, qui sont dans ces niveaux et en estuaire considérées, telles
Enteromorpha compressa (Ulva compressa), comme des espèces opportunistes à croissance
rapide, toutes strates confondues, en %.
Si aucune algue brune ou rouge n’est visible, Q = 0 ; si la couverture en algues brunes et
rouges est maximale (100 %) et si la couverture en algues vertes est nulle, alors Q = 100. Si C
= 0, alors Q = P + R. Ainsi se trouve borné l’indice Q entre 0 et 100, avec des valeurs
oscillant généralement entre 50 et 80%.
3. Etude de la diversité des peuplements macroalgaux des vases consolidées :
banquettes à Vaucheria.
Seuls les peuplements en amont des roches végétalisées les plus internes des
estuaires sont échantillonnés. Si ces roches faisaient défaut, le positionnement des
banquettes devrait être estimé à partir des limites de répartition de Fucus ceranoides
et de F. vesiculosus.
Echantillonnage et paramètres suivis :
Sur chaque site, 15 à 30 quadrats peuvent être échantillonnés, 15 comptages sont
effectués pour chaque quadrat, soit 45 par point fixe. Pour alléger la procédure, il est
conseillé de cumuler les comptages de Vaucheria et Chlorophyceae d’une part, ceux
des Cyanobacteria (voire des Diatomées) d’autre part, dès l’observation au
microscope.
Calcul de la métrique substrats meubles (V) :
La métrique se présente comme un pourcentage moyen de 0 à 100 d’occurrence des
Xanthophyceae et des Chlorophyceae dans les banquettes échantillonnées sur un
site.
Ce pourcentage est généralement supérieur à 90% et peut atteindre 100%, ou
descendre au-dessous de 70% dans les zones eutrophisées.
Agrégation des métriques en une métrique globale (ABER) et définition des
seuils.
La métrique globale ABER (Algal Belts Estuarine Ratios se calcule comme suit :
ABER = (Q + V)/2
ABER est exprimée en points et la note maximale peut atteindre 100.
Le classement des MET pour l’EQ « macroalgues intertidales » a été établi selon le
tableau ci-après :
Valeur de ABER
< 20
20 <aber < 40
40# aber < 65
65 # aber < 80
$80
Etat
Mauvais
Médiocre
Moyen
Bon
Très bon
Calcul de l’indice de qualité DCE pour les macroalgues subtidales
dans les masses d’eau côtières.
D’après Suivi des Macroalgues subtidales de la façade
Manche-Atlantique. Rapport final
RAPPORT DU MUSEUM NATIONAL D’HISTOIRE
NATURELLE
Département Milieux et Peuplements Aquatiques
Station de Biologie Marine de CONCARNEAU
Décembre 2010
DERRIEN-COURTEL Sandrine et LE GAL Aodren
…
II.2. Protocole de calcul de l’indice de qualité et de l’EQR
La mise au point de cet indice a également bénéficié des réflexions menées par E. Ar Gall et
M. Le Duff pour le développement d’un indice de qualité « macroalgues des estrans intertidaux
rocheux » (Ar Gall E. et Le Duff M., 2007).
Les masses d’eaux côtières de la façade Manche Atlantique sont réparties dans 17 types. Les masses
d’eaux retenues représentent 13 types différents. Pour les besoins d’application de ce protocole, il a été
nécessaire de répartir ces 13 types au sein de 3 supertypes :
 Supertype A : côte rocheuse peu turbide (C1, C2, C14 et C15)
 Supertype B : côte sablo-vaseuse peu turbide (C3, C4, C7, C9, C10, C11, C13 et C17)
 Supertype C : côte rocheuse ou sablo-vaseuse turbide (C12).
II.2.1 Calcul de l’indice de qualité
Un système de barème de notation va permettre d’attribuer une note pour chacun des paramètres
étudiés. Chacune de ces notes participera au calcul de l’indice de qualité du site.
Limites d’extension en profondeur des différentes ceintures algales.
Pour chaque niveau, la limite inférieure de la ceinture algale permet, en fonction du supertype auquel
appartient la masse d’eau, d’attribuer une note en utilisant les valeurs de référence données dans le
Tableau 10. La note ceinture algale est calculée en effectuant le rapport entre la profondeur de la limite
inférieure d’un niveau et la valeur de référence correspondante (issue des données des sites de
référence). On multiplie ce résultat par 30 pour obtenir la note sur 30 points.
Supertype
A : Côte rocheuse peu turbide
B : Côte sablo-vaseuse peu turbide
C : Côte rocheuse ou sablo-vaseuse turbide
Valeur de référence niveau 1-2
-28,45m
-12,47m
-4,19m
Valeur de référence niveau 3
-32,22m
-14,73m
-8,08m
Tableau 10 : Valeurs de référence : Limites d’extension en profondeur des ceintures algales
Lorsque la fin d’un niveau n’est pas observable (sédiment, transect trop long), il est tout de même
possible d’attribuer une note minimum au niveau. Cette note est prise en compte dans le calcul du
score final seulement si elle l’améliore.
Composition et densité des espèces définissant l’étagement :
Ce paramètre n’est pertinent que dans la notation des niveaux 1-2, c’est pourquoi le niveau 3 n’est pas
noté sur ce critère. Néanmoins, les données recueillies dans le niveau 3 sont utiles pour mettre en
évidence d’éventuels changements de composition au sein des espèces définissant l’étagement.
Dans le cas où plusieurs bathymétries se trouvent dans les niveaux 1-2, on ne retient que celle pour
laquelle la densité moyenne des espèces définissant l’étagement est la plus importante.
Un barème différent est appliqué selon le supertype auquel appartient la masse d’eau (cf. Fig 2).
Densité des espèces définissant l'étagement
(nb ind / m²)
Supertype A et B
Supertype C
<10
<15
[10 ; 20[
[15 ; 30[
[20 ; 35[
[30 ; 45[
[35 ; 60[
[45 ; 60[
≥60
≥60
Note
0
5
10
15
20
Tableau 11 : Barème de notation : Densité des espèces définissant l’étagement
17
Composition spécifique :
Cette note est attribuée pour le niveau 1-2 et le niveau 3. Si le nombre de quadrats réalisés dans un
niveau est supérieur à celui requis, on procède alors à un tirage au sort aléatoire afin d’obtenir le
nombre de quadrats nécessaire.
Cette note est la résultante de 3 sous-indices :
Espèces caractéristiques :
Pour chaque niveau, un comptage des espèces caractéristiques est réalisé, ce qui permet de déterminer
le nombre d’espèces caractéristiques bien représentées (Fréq occ > 10%) dans chaque niveau. Le
barème (cf. Tableau 12) permet, en fonction du supertype de la masse d’eau, d’attribuer une note.
Nombre d'espèces
Nombre d'espèces
caractéristiques présentes dans le caractéristiques présentes dans le
niveau 3
niveau 2
<9
<5
[9-12[
[5-8[
Supertype A ou B
[12-15[
[8-11[
[15-18[
[11-14[
≥18
≥14
<5
<5
[5-8[
[5-8[
Supertype C
[8-11[
[8-11[
[11-14[
[11-14[
≥14
≥14
note
0
5
10
15
20
0
5
10
15
20
Tableau 12 : Barème de notation : Espèces caractéristiques
Espèces opportunistes
Dans chaque ceinture, les espèces opportunistes sont dénombrées au sein des quadrats (10 dans le
niveau 1-2 et 8 dans le niveau 3 sélectionnés de manière aléatoire si nécessaire). On calcule ensuite
leur densité (en nombre de pieds / m²). Un barème unique (cf. Tableau 13) permet, quelque soit le
niveau étudié, de donner une note en fonction de la densité totale des espèces opportunistes.
Densité d'espèces
opportunistes (nd ind / m²)
≥30
[20 ; 30[
[12 ; 20[
[7 ;12[
[0 ; 7[
Note
0
5
10
15
20
Tableau 13 : Barème de notation : Espèces opportunistes
Présence d’espèces indicatrices de bon état écologique
Pour chacune des écorégions, deux espèces indicatrices de bon état écologique sont définies (cf.
Tableau 14).
Ecorégion
Espèces indicatrices de
bon état écologique
Manche occidentale-Pays de
Loire et Manche orientale
Laminaria digitata
Padina pavonica
Pays basque
Gelidium corneum
Padina pavonica
Tableau 14 : espèces indicatrices de bon état écologique selon l’écorégion
18
Si au moins une des espèces indicatrices est présente sur un site, un point supplémentaire est ajouté à
la moyenne des deux sous-indices “espèces caractéristiques ” et “espèces opportunistes”. Ce point
bonus n’est attribué que pour le niveaux 1-2.
Richesse spécifique totale :
Dans chaque quadrat, la diversité algale est mesurée en listant les espèces présentes. Ceci permet de
recenser le nombre de taxons sur une surface d’échantillonnage minimum (10 quadrats dans les
niveaux 1-2 et 8 quadrats dans le niveau 3). Si pour un niveau, le nombre de quadrats réalisés est
supérieur, on procède alors à un tirage au sort aléatoire afin d’obtenir le nombre de quadrats requis.
Selon le niveau étudié, une grille de notation (sur 10 points) permet de qualifier le site selon la
richesse spécifique totale mesurée (cf. Fig. 5).
Nombre de
taxons
recensés sur
10 quadrats
Nombre de
taxons
recensés sur 8
quadrats
Supertype A
<15
[15 ; 20[
[20 ; 30[
[30 ; 40[
≥40
Niveaux 1-2
Supertype B ou C
<20
[20 ; 30[
[30 ; 40[
[40 ; 45[
≥45
Note
0
5
10
15
20
Supertype A
<8
[8 ; 12[
[12 ; 16[
[16 ; 20[
≥20
Niveau 3
Supertype B ou C
<15
[15 ; 25[
[25 ; 30[
[30 ; 35[
≥35
Note
0
5
10
15
20
Tableau 15 : Barème de notation : Richesse spécifique totale
Stipes de Laminaria hyperborea - épibioses
Pour chaque niveau, cette note est obtenue en calculant la moyenne de deux sous-indices qui sont la
longueur moyenne des stipes et la surface moyenne de la totalité des épibioses de Laminaria
hyperborea.
Pour étudier ces paramètres, 10 stipes représentatifs sont choisis de manière aléatoire au sein des
niveaux 1-2 et 3. Pour chaque stipe, on mesure la longueur totale et la surface de la totalité des
épibioses. Pour chaque niveau, ces données permettent d’établir la longueur moyenne des stipes et la
surface moyenne de la totalité des épibioses par mètre linéaire de stipe. Une note est attribuée pour
chaque sous-indice en utilisant une grille de notation qui prend en compte le niveau étudié (cf. Tableau
16).
Pour chaque niveau, la note “stipes de Laminaria hyperborea - épibioses” est obtenue en calculant la
moyenne des notes des deux sous-indices « longueur des stipes » et « surface des épibioses ».
Niveau
Niveaux 1-2
Niveau 3
Note
[0 ; 100[
[0 ; 50[
0
[50 ; 100[
5
[100 ; 150[
10
[150 ; 200[
15
≥200
20
Surface
moyenne des
[100 ; 400[
épibioses par ml
[400 ; 700[
de stipe
[700 ; 1000[
épiphyté
(cm²/m)
≥1000
Niveau
Longueur
moyenne des
stipes (cm)
Niveaux 1-2
Niveau 3
Note
[0 ; 25[
[0 ; 3[
0
[25 ; 45[
[3 ; 7[
5
[45 ; 65[
[7 ; 11[
10
[65 ; 85[
[11 ; 15[
15
≥85
≥15
20
Tableau 16 : Barème de notation : Stipes de L. hyperborea - épibioses
19
Calcul de l’indice de qualité du site
L’indice de qualité du site est obtenu en calculant la moyenne (rapportée sur 100 points) des notes
obtenues pour chacun des niveaux (cf. Figure 2).
Dans la mesure où l’un des paramètres ne peut être noté (ex : absence de Laminaria hyperborea), la
note moyenne de chaque niveau est pondérée pour ne pas pénaliser l’indice de qualité global du site.
Niveaux 1-2
Niveau 3
Note limite des ceintures algales (30 pts)
Note densité des espèces définissant l’étagement (20pts)
Note composition spécifique (20pts)
Note richesse spécifique totale (10pts)
Note stipes de L. hyperborea – épibioses (20pts)
Note limite des ceintures algales (30pts)
Note composition spécifique (20pts)
Note richesse spécifique totale (10pts)
Note stipes de L. hyperborea – épibioses(20pts)
Note moyenne Niveaux 1-2
(note rapportée à 20 pts)
Note moyenne Niveau 3
(note rapportée à 20 pts)
Indice de qualité du
site (/100 points)
Figure 2 : Calcul de l’indice de qualité du site
II.2.2 Calcul de l’EQR
L’EQR ou Ecological Quality Ratio se calcule en faisant le rapport entre l’indice de qualité
d’un site et l’indice de qualité (ou médiane des indices de qualité) du (des) site(s) de référence. Pour
chaque supertype, un ou plusieurs sites illustrant des conditions dites de référence ont été définis (cf.
Tableau 17). Pour le calcul de l’EQR, on utilisera les meilleurs indices de qualité obtenus par les sites
de référence lors des différents relevés.
Les sites de Chausey et des Pierres Noires étaient initiallement désignés comme sites de référence pour
le supertype B. Néanmoins, le site des Haies de la Conchée obtient un indice de qualité supérieur (cf.
Tableau 19), notamment grâce à des ceintures algales qui atteignent des profondeurs plus importantes
et des laminaires Laminaria hyperborea plus grandes et plus épiphytées. Ainsi, les indices de qualité
obtenus par les Haies de la Conchée et Chausey sont respectivement de 58,7 et 54.7. Il a donc été
décidé d’utiliser les 3 sites (Chausey, les Haies de la Conchée et les Pierres Noires) comme référence
pour le supertype B.
Supertype A
La Barrière (Sept îles)
Ar Forc’h Vihan (Ouessant)
Les Bluiniers (Glénan)
Supertype B
Supertype C
Les Pierres Noires (Quiberon)
Ile Ronde (Rade de Brest)
Les Haies de la conchée (Saint Malo)
Chausey
Tableau 17 : Sites de référence
20
II.2.3 Grille de lecture
Une grille de lecture permet, en fonction de l’EQR d’un site, de qualifier l’état écologique de la masse
d’eau concernée conformément au Tableau 18.
[0 ; 0,25[
Très mauvais
[0,25 ; 0,45[ Mauvais
EQR
[0;45 ; 0,65[ Moyen
[0,65 ; 0,85[ Bon
[0,85 ; 1]
Très bon
Tableau 18 : Grille de lecture de l’EQR
Dans les cas où plusieurs sites sont dans la même masse d’eau, on calcule l’EQR moyen de ces
derniers pour qualifier ensuite la masse d’eau.
III. Résultats du suivi DCE des macroalgues subtidales
L’application du protocole présenté dans la partie précédente a permis d’aboutir à une notation de
chaque site (cf. Tableau 19, p.22) et au calcul de l’E.Q.R des différentes masses d’eau suivies (cf.
Tableau 20, p23).
L’indicateur « macroalgues subtidales » répond principalement à deux types de pressions qui sont la
turbidité et dans une moindre mesure, la température.
La turbidité de l’eau est liée à l’apport de matière en suspension, l’eutrophisation, la remise en
suspension de sédiment. La turbidité peut avoir diverses origines comme les conditions
météorologiques (pluviométrie, tempêtes), les aménagements littoraux, les blooms phytoplanctoniques
la pollution des cours d’eau…
Les macroalgues et en particulier certaines laminaires sont sensibles à la température de l’eau. Un
réchauffement des eaux côtières pourraient fortement influencer la répartition des laminaires (qui
pourraient disparaître de certains sites) et l’état écologique définit par l’indicateur macroalgue serait
dégradé. Ce paramètre peut évoluer à moyen (canicule de 2003) et long terme (réchauffement
climatique).
Les données brutes issues des relevés de terrain réalisés en Manche montrent dans certains cas une
incohérence entre les types de masses d’eau définis pour la DCE et les peuplements subtidaux
observés. Dans d’autres cas, les résulats sont décevants (cas du site de la masse d’eau FRHC17-pays
de Caux classée en « mauvais » alors qu’il s’agit d’un site de référence pour l’indicateur
« macroalgues intertidales ».
Plusieurs hypothèses peuvent expliquer ces problèmes :
-Les sites de suivi ne sont peut être pas adaptés (éloignement insuffisant par rapport à la côte,
profondeur trop faible, pente trop douce, substrat rocheux insuffisamment présent). A titre
d’exemple, un site d’étude sélectionné pour l’intérêt de son estran ne sera
qu’exceptionnellement adapté à un suivi subtidal (notamment en raison du paramètre pente
recherchée qui n’est pas le même). Ceci explique pourquoi dans le suivi Rebent Bretagne aucun
site d’étude n’est commun aux suivis subtidal et intertidal malgré les avantages que cela aurait
pu comporter. Il n’est donc pas judicieux de s’appuyer uniquement sur les connaissances de la
zone intertidale d’un site pour définir une zone de suivi subtidal juxtaposée. Une étape de
prospection est nécessaire. Les prospections avant le choix définitif des sites de suivi étaient
elles suffisantes ? Cette question amène à s’interroger sur les budgets et le temps alloués aux
opérateurs pour effectuer ce travail. En effet, le choix des sites de suivi est une étape critique et
une prospection préalable ou une bonne connaissance des fonds marins locaux est nécessaire
afin de sélectionner des sites répondant aux critères d’application du protocole. A ce sujet, la
station de biologie marine de Concarneau avait été contactée pour proposer des points de suivi
pour la Manche. Une analyse des documents cartographiques (méthodologie identique à celle
utilisée pour la région Bretagne) avait abouti à une sélection de sites. Cependant, cette
21
proposition n’a apparemment pas trouvé d’écho. Il est possible qu’une prospection de ces sites
aurait infirmer leur intérêt mais nous ne savons pas ce qui a motivé leur éviction.
Le cas de la masse d’eau FRFC11 illustre bien la problématique du choix des sites de suivi. En
effet, cette masse d’eau présente la particularité d’être représentée par 5 points de suivi. Or les
résultats varient fortement d’un site à l’autre. Est-ce que certains sites ne subissent pas des
pressions locales (émissaires, ports...) ?
Si une masse d’eau ne présente pas des fonds subtidaux rocheux répondant aux besoin du
protocole, la pertinence de l’indicateur « macroalgues subtidales » doit être remise en question.
-La non prise en compte du paramètre de turbidité naturelle qui influe fortement les peuplements
subtidaux lors du découpage des masses d’eau. En effet, certaines masses d’eaux (Manche)
sont, semble-il, soumises à une forte turbidité d’origine naturelle, liée notamment à la nature
géologique des roches. Or ce paramètre de turbidité n’a pas été pris en compte lors du
découpage des masses d’eaux. Il en résulte que ces sites d’eaux turbides sont comparés à des
sites où la turbidité est faible. La turbidité étant le facteur principal influençant les peuplements
algaux dans le domaine subtidal, cela peut expliquer les mauvais résultats de certains sites.
Type
masse
d'eau
C09
C01
C17
C01
C15
C15
C07
C07
C11
C01
C10
C09
C01
C01
C15
C13
C11
C01
C01
C12
C12
C02
C02
C13
C14
C14
C13
C10
C04
C13
C12
C01
C03
C03
C10
C10
C14
C10
C03
C14
C14
C14
C14
C14
Supertype
Wissant
Audresselles
Chausey
Gouville
Dielette
Cap Levy
Tatihou
Grancamp
Saint Aubin
Benouville
Les Haies De La Conchee
Rohein
Moguedhier
La Pointe Du Paon
La Barriere
Roc'h Mignon
Le Corbeau
Iles De La Croix
Liniou
Ile Ronde
Fort De La Fraternite
Pointe Du Van
Ar Forc'h Vihan
Ile De L'aber
Gaouac'h
Les Bluiniers
Linuen
Bastresse Sud
Pierres Noires
Le Grand Coin
Tourelle De Gregam
Pointe Du Grand Guet
Ile Dumet
Plateau Du Four
La Banche Sud
Le Pilier
Yeu
La Vigie
Le Phare Des Baleines
Port Vieux
Les Jumeaux
Guetary Nord
Viviers Basques
Guetary Sud
Site
Code M.E.
B
A
B
B
A
A
B
B
B
A
B
B
A
A
A
B
B
A
A
C
B
A
A
B
A
A
B
B
B
B
C
A
B
B
B
B
A
B
B
A
A
A
A
A
FRAC02
FRAC03
FRHC01
FRHC03
FRHC04
FRHC07
FRHC09
FRHC10
FRHC13
FRHC17
FRGC03
FRGC05
FRGC07
FRGC07
FRGC08
FRGC10
FRGC11
FRGC13
FRGC13
FRGC16
FRGC16
FRGC18
FRGC18
FRGC20
FRGC26
FRGC28
FRGC29
FRGC34
FRGC35
FRGC38
FRGC39
FRGC42
FRGC44
FRGC45
FRGC46
FRGC46
FRGC47
FRGC50
FRGC53
FRFC11
FRFC11
FRFC11
FRFC11
FRFC11
I.Q /100
Malo - Gris-Nez
Gris-Nez - Slack
Archipel Chausey
Ouest Cotentin
Cap de Carteret - Cap de la Hague
Cap Levy - Gatteville
Anse de Saint-Vaast-la-Hougue
Baie des Veys
Cote de Nacre (est)
Pays de Caux (sud)
Rance - Fresnaye
Fond Baie de Saint-Brieuc
Paimpol - Perros-Guirec
Paimpol - Perros-Guirec
Perros-Guirec (large)
Baie de Lannion
Baie de Morlaix
Les Abers (large)
Les Abers (large)
Rade de Brest
Rade de Brest
Iroise (large)
Iroise (large)
Baie de Douarnenez
Baie d'Audierne
Concarneau (large)
Baie de Concarneau
Lorient - Groix
Baie d'Etel
Golfe du Morbihan (large)
Golfe du Morbihan
Belle-Ile
Baie de Vilaine (cote)
Baie de Vilaine (large)
Loire (large)
Loire (large)
Ile d'Yeu
Nord Sables d'Olonne
Pertuis Breton
Cote Basque
Cote Basque
Cote Basque
Cote Basque
Cote Basque
I.Q. /100
I.Q réf
EQR
33
3.5
54.5
22
44.5
73
38.5
35.5
37.5
20
57.5
58.8
61.2
73
69.2
31
29.5
71.5
80
80.8
70
76.5
81.5
48
59.5
73.5
52.8
54.8
56.8
43.8
65,5
50.7
22.5
38.5
51.5
60
67.8
0
55
34
44
51
53.5
70
56.8
77
56.8
56.8
77
77
56.8
56.8
56.8
77
56.8
56.8
77
77
77
56.8
56.8
77
77
80.8
80,8
77
77
56.8
77
77
56.8
56.8
56.8
56.8
80,8
77
56.8
56.8
56.8
56.8
77
56.8
56.8
77
77
77
77
77
0.58
0.05
0.96
0.39
0.58
0.95
0.68
0.62
0.66
0.26
1.01
1.04
0.79
0.95
0.9
0.55
0.52
0.93
1.04
1
0,87
0.99
1.06
0.85
0.77
0.95
0.93
0.96
1
0.77
0,81
0.66
0.4
0.68
0.91
1.06
0.88
0
0.97
0.44
0.57
0.66
0.69
0.91
Tableau 19 : Résultats du calcul de l’E.Q.R. par site
22
Code
M.E.
M.E.
Type
masse
d'eau
I.Q.
Valeur de
réf
(médiane)
E.Q.R
Etat
écologique
Commentaires
FRAC02
Malo - Gris-Nez
C09
33
56,8
0,58
Moyen
Pertinence de l'indicateur -choix du site
FRAC03
Gris-Nez - Slack
C01
3,5
77
0,05
Très mauvais
Pertinence de l'indicateur -choix du site
FRHC01 Archipel Chausey
C17
54,5
56,8
0,96
Très bon
Site de référence-résultat cohérent
FRHC03 Ouest Cotentin
C01
22
56,8
0,39
Mauvais
Pertinence de l'indicateur -choix du site
FRHC04 Cap de Carteret - Cap de la Hague
C15
48
77
0,58
Moyen
Pertinence de l'indicateur -choix du site
FRHC07 Cap Levy - Gatteville
C15
73
77
0,95
Très bon
*
FRHC09 Anse de Saint-Vaast-la-Hougue
C07
38,5
56,8
0,68
Bon
*
FRHC10 Baie des Veys
C07
35,5
56,8
0,62
Moyen
Pertinence de l'indicateur -choix du site
FRHC13 Cote de Nacre (est)
C11
40,5
56,8
0,66
Bon
*
FRHC17 Pays de Caux (sud)
C01
20
77
0,26
Mauvais
Pertinence de l'indicateur -choix du site
FRGC03 Rance - Fresnaye
C10
57,5
56,8
1,01
Très bon
Cohérent / macroalgues intertidalesincohérence / algues opportunistes
FRGC05 Fond Baie de Saint-Brieuc
C09
58,8
56,8
1,04
Très bon
incohérence / algues opportunistes
FRGC07 Paimpol - Perros-Guirec
C01
67,1
77
0,87
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC08 Perros-Guirec (large)
C15
69,2
77
0,90
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC10 Baie de Lannion
C13
31
56,8
0,55
Moyen
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC11 Baie de Morlaix
C11
29,5
56,8
0,52
Moyen
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC13 Les Abers (large)
C01
75,8
77
0,99
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC16 Rade de Brest
C12
75,4
80,8
0,93
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC18 Iroise (large)
C02
79
77
1,03
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC20 Baie de Douarnenez
C13
48
56,8
0,85
Très bon
Classement en moyen pour l'indicateur algues
opportunistes
FRGC26 Baie d'Audierne
C14
59,5
77
0,77
Bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC28 Concarneau (large)
C14
73,5
77
0,95
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC29 Baie de Concarneau
C13
52,8
56,8
0,93
Très bon
Incohérent /algues opprtunistes (dire d'expert)
qui classe la masse d'eau en mauvais
FRGC34 Lorient - Groix
C10
54,8
56,8
0,96
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC35 Baie d'Etel
C04
56,8
56,8
1,00
Très bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC38 Golfe du Morbihan (large)
C13
43,8
56,8
0,77
Bon
cohérent /algues opprtunistes (dire d'expert)
FRGC39 Golfe du Morbihan
C12
65,5
80,8
0,81
Bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC42 Belle-Ile
C01
50,7
77
0,66
Bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC44 Baie de Vilaine (cote)
C03
22,5
56,8
0,40
Mauvais
Turbidité importante
FRGC45 Baie de Vilaine (large)
C03
38,5
56,8
0,68
Bon
Cohérent / autres indicateurs macroalgues
FRGC46 Loire-Large
C10
55,7
56,8
0,99
Très bon
*
FRGC47 Ile d'Yeu
C14
55,4
77
0,88
Très bon
*
FRGC50 Nord Sables d'Olonne
C10
0,0
56,8
0,00
Très mauvais
Pas d'infralittoral en 2010
FRGC53 Pertuis Breton
C03
55,0
56,8
0,97
Très bon
*
Bon
Résultats variables selon les sites mais
cohérents selon l'opérateur
FRFC11
Cote Basque
C14
50,5
77
0,65
Tableau 20 : Résultats du calcul de l’E.Q.R. par M.E.
La colonne commentaire indique la cohérence des résultats par rapport à ceux obtenus à l’aide des autres indicateurs
macroalgues (intertidales, proliférantes, maërl) et/ou donne des éléments d’explications sur les résultats.
(* : Information concernant la classe de qualité attribuée à la masse d’eau par d’autres indicateurs macroalgues non
disponible)
23
Figure 3 : Classification des masses d’eau des districts Manche, Mer du Nord, Seine-Normandie
24
Figure 4 : Classification des masses d’eau du district Loire-Bretagne
25
Figure 5 : Classification des masses d’eau du district Adour-Garonne
Conclusion et perspectives
Le protocole de suivi des fonds subtidaux rocheux présenté ici a permis, au travers de l’indicateur
« Macroalgues subtidales » de qualifier l’état écologique des masses d’eau côtières du littoral Manche
Atlantique.
Les résultats obtenus pour chaque masse d’eau du district Loire-Bretagne et pour lesquels la Station de
Biologie Marine de Concarneau est opérateur, seront détaillés et expliqués dans des fiches (cf. Annexe
5,
p.34)
consultables
sur
les
sites
de
la
DCE
de
l’Ifremer
http://envlit.ifremer.fr/surveillance/directive_cadre_sur_l_eau_dce/la_dce_par_bassin/bassin
_loire_bretagne/fr et de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne http://www.eau-loirebretagne.fr/littoral. Ces fiches ont été rédigée par Sandra FAURE et Hélène OGER-JEANNERET.
La prochaine étape sera l’intercalibration des grilles de lecture avec nos collègues espagnols. Les
prises de contact sont initiées, mais rien n’est fait pour le moment. Cette phase devrait être l’occasion
de tester notre protocole sur des jeux de données de sites espagnols de différents états écologiques et
de vérifier ainsi la cohérence des résultats obtenus avec nos protocoles respectifs.
Au vu de l’expérience des suivis effectués, nous mettons l’accent sur la périodicité de 6 ans adoptée
pour le suivi DCE qui nous semble vraiment trop faible. Si les notes des masses d’eau évoluent
fortement, il sera difficile d’analyser la raison de ce changement avec un tel écart entre les relevés.
L’accumulation de séries de données permettant d’analyser de manière plus pertinente les résultats.
Remerciements
Nous tenons à remercier particulièrement Gaétane Durand du service Dyneco/Vigies d’Ifremer
Nantes, pour avoir développé un système de calcul automatisé de l’E.Q.R. des masses d’eau.
26
Bibliographie
AR GALL E. et LE DUFF M., 2007. Protocole d’observation in situ et proposition de calcul d’un
indice de qualité pour le suivi des macroalgues sur les estrans intertidaux rocheux dans le cadre de la
DCE
CASTRIC-FEY A., GIRARD-DESCATOIRE A., et F. LAFARGUE, 1978. Les peuplements sessiles
de l’archipel des Glenan. Répartition de la faune dans les différents horizons. Vie et Milieu, 28-29 (1)
ser AB: 51-67.
CASTRIC-FEY A., GIRARD-DESCATOIRE A., LAFARGUE F., et M.-T. L'HARDY-HALOS,
1973. Etagement des algues et des invertébrés sessiles dans l’archipel de Glenan. Définition biologique
des niveaux bathymétriques. Helgoländer Wissenschaftliche Meeresuntersuchungen, 24: 490-509.
CASTRIC-FEY A., GIRARD-DESCATOIRE A., L'HARDY-HALOS M.-T. et S. DERRIENCOURTEL, 2001. La vie sous-marine en Bretagne - Découverte des fonds rocheux. Les Cahiers
Naturalistes de Bretagne n°3, Conseil Régional de Bretagne, Biotope édit., 176 p.
CHALON J., 1905. Liste des algues marines entre l’embouchure de l’Escaut et la Corogne.
Laboratoire de Concarneau, 259p.
DEBRAY F., 1899. Florule des algues marines du nord de la France. Laboratoire de Concarneau,
193p.
DERRIEN-COURTEL S, 2008. L’étude des peuplements subtidaux rocheux (flore et faune) du
littoral breton permet-elle de contribuer à l’évaluation de la qualité écologique du littoral et
d’en mesurer les changements ? Thèse Muséum National d’Histoire Naturelle, 221p.
DIEZ I., SANTOLARIA A., GOROSTIAGA J. M., 2003. The relationship of environmental factors to
the structure and distribution of subtidal seaweed vegetation of the western Basque coast (N Spain).
Estuarine Coastal and Shelf Science, 56: 1041-1054.
GIARD A., 1913. Faune et flore de Wimereux-Notes diverses de zoologie. Réédition par un groupe
d’élèves et d’amis, 586p.
GOROSTIAGA J. M., DIEZ I., 1996. Changes in the sublittoral benthic marine macroalgae in the
polluted area of Abra de Bilbao and proximal coast (Northern Spain).Marine Ecology Progress Series,
130 : 157-167.
JUANES J. A., GUINDA X., PUENTE A., REVILLA J. A., 2008. Macroalgae, a suitable indicator of
the ecological status of coastal rocky communities in the N.E. Atlantic. Ecological indicators, 8 : 351359.
27
Annexe 1 : Typologies des ceintures algales
Typologies des ceintures algales
1) Dans le cas des milieux peu turbides, l’étagement des peuplements a été défini selon CastricFey, et al., 1973, 1978, 2001. Nous replacerons ici, pour mémoire les niveaux d’étagement de la roche
sublittorale (c’est-à-dire l’infralittoral et le circalittoral) au sein de l’étagement littoral global (du
supralittoral au circalittoral) :
- Etage supralittoral (= zone des embruns marins) caractérisé par les lichens
- Etage médiolittoral (= zone de balancement des marées ou estran) caractérisé par des ceintures de
Fucales émergées (Pelvetia, Fucus, Ascophyllum) ou des populations de crustacés et mollusques fixés
sur la roche (balanes, patelles, moules…), puis par la ceinture de Chondrus - Mastocarpus (émergée
en marée de vive eau).
- Etage infralittoral (= zone continuellement immergée, à forte instabilité environnementale)
caractérisé par de grandes algues photophiles : laminaires et Fucales sous-marines (Sargassum,
Cystoseira, Halidrys) et la dominance de la flore sur la faune fixée.
* Horizon à Laminaria digitata = «Niveau 1» (en mode battu : ceinture de Laminaria digitata
denses frange infralittorale (facultative) ; en mode calme : Laminaria digitata clairsemées, Laminaria
saccharina, pelouse à Padina (facultative), herbiers à Zostera marina sur sable.
* Horizon à laminaires denses (« kelp forest », ou à Fucales sous-marines denses) = «Niveau 2»
(en mode battu : forêt de laminaires denses ; en mode calme : prairies de Cystoseira et Halidrys) =
étage infralittoral supérieur. Pour cette ceinture, on compte plus de 3 pieds de laminaires par mètre
carré.
* Horizon à laminaires clairsemées («laminarian park»), ou à Fucales sous-marines clairsemées et
prairies denses d’algues de petite taille = «Niveau 3» (en mode battu : laminaires clairsemées ; en
mode calme : prairies de Solieria chordalis) = étage infralittoral inférieur. Pour cette ceinture, on
compte moins de 3 pieds de laminaires par mètre carré.
- Etage circalittoral (= zone de faibles variations environnementales)
* Horizon circalittoral côtier : = étage circalittoral supérieur. Les laminaires sont désormais
absentes. Horizon caractérisé par la présence d’algues sciaphiles (Dictyopteris polypodioides,
Rhodymenia pseudopalmata…) de densité décroissante avec la profondeur et la dominance de la faune
fixée (gorgones, roses de mer, éponges axinellides …) sur la flore = «Niveau 4».
* Horizon circalittoral du large : = étage circalittoral inférieur caractérisé par l’absence d’algues
dressées et l’apparition d’un nouveau stock d’animaux fixés (Dendrophyllia cornigera …) : faune
fixée sciaphile dominante = «Niveau 5».
Cas du pays basque
Pour cette écorégion, la définition de l’étagement en milieu peu turbide a demandé quelques
adaptations.
* Horizon à Padina pavonica = «Niveau 1»; pelouse à Padina (facultative).
* Horizon à Cystoseires denses = «Niveau 2» prairies de Cystoseira = étage infralittoral supérieur.
Pour cette ceinture, on compte plus de 3 pieds de Cystoseires par mètre carré.
* Horizon à Cystoseires clairsemées = «Niveau 3» = étage infralittoral inférieur. Pour cette
ceinture, on compte moins de 3 pieds de Cystoseires par mètre carré.
- Etage circalittoral (= zone de faibles variations environnementales)
* Horizon circalittoral côtier : = étage circalittoral supérieur. Les Cystoseires sont désormais
absentes. Horizon caractérisé par la présence d’algues sciaphiles de densité décroissante avec la
profondeur et la dominance de la faune fixée (Alcyonium digitatum, Corynactis viridis, Actinothoe
sphyrodeta…) sur la flore = «Niveau 4».
* Horizon circalittoral du large : = étage circalittoral inférieur caractérisé par l’absence d’algues
dressées et l’apparition d’un nouveau stock d’animaux fixés: faune fixée sciaphile dominante =
«Niveau 5».
28
2) Dans les milieux très turbides, la tranche d’eau d’où peut s’effectuer la photosynthèse est
réduite et les peuplements infralittoraux photophiles tendent à disparaître. Par contre, les espèces
circalittorales peuvent remonter jusqu’à la limite inférieure de l’estran. Il est donc difficile de situer les
limites entre les étages. Sur les roches toujours plus ou moins soumises à l’ensablement ou à
l’envasement, les algues dominantes sont les algues brunes Laminaria saccharina et Sargassum
muticum et l’algue rouge sciaphile Solieria chordalis.
Nous devons donc redéfinir les niveaux d’étagement au moyen des espèces présentes dans ces habitats
sous-marins d’eaux turbides, à la fois abrités et soumis à des courants de marée importants.
* «Niveau 1» : Sur la roche, présence facultative de Padina pavonica.
* «Niveau 2» : Champ de Sargassum muticum et/ou Halidrys siliquosa, parfois associés à Laminaria
saccharina, Laminaria hyperborea, et/ou Saccorhiza polyschides. Sous-strate de Rhodophycées
sciaphiles. Dominance des algues sur la faune fixée = étage infralittoral supérieur.
* «Niveau 3» : Rares Sargassum muticum et/ou Halidrys siliquosa en touffes dispersées. Abondance
des algues Rhodophycées sciaphiles comme Solieria chordalis et de la faune fixée = étage infralittoral
inférieur.
* «Niveau 4» : Dominance de la faune fixée ; algues foliacées rares = étage circalittoral supérieur, peu
distinct, ici, de l’étage circalittoral inférieur («Niveau 5»)
29
Calcul de l’indicateur DCE pour les blooms de macroalgues
opportunistes.
D’après la notice méthodologique fournie par le CEVA dans son
rapport annuel.
2.4.
Classement DCE des masses d’eau du bassin Loire-Bretagne
Deux grilles de classement avaient été initialement établies ; l’une destinée aux marées vertes se
développant dans les baies sableuses et dont les dépôts sont mobiles (marée verte « classique » nommée
marée verte de type 1) et l’autre adaptée aux marées vertes se développant sur substrat majoritairement
vaseux avec des dépôts peu mobiles (marée verte dite de type 3). Ces deux grilles répondent aux deux
types de marées vertes les plus couramment observés au niveau du bassin Loire-Bretagne. Un troisième
outil d’évaluation a été élaboré pour s’adapter aux marées vertes de type 2 dont les algues ont une phase
de croissance fixée sur les platiers rocheux avant d’être arrachées et de s’échouer sur les plages. Sur la
base des observations de terrain et de l’importance des différents types de substrats dans la zone
intertidale, chaque masse d’eau touchée par des marées vertes a été rattachée à un type de marée verte.
Dans les paragraphes suivants, une présentation succincte des différentes grilles d’évaluation est
effectuée (pour une description plus détaillée, voir Rossi 20121).
2.4.1. Evaluation de la qualité écologique des masses d’eau présentant des
marées vertes de type 1
L’évaluation de la qualité écologique de ces masses d’eau se base sur trois métriques issues des données
algales surfaciques acquises en mai, juillet et septembre et moyennées sur une période de 6 ans (ou sur
le maximum d’années disponibles quand moins de 6 années disponibles), ceci pour prendre en compte
les variations inter-annuelles :
- métrique 1 : pourcentage maximum de l’aire potentiellement colonisable2 recouverte par les
algues vertes.
- métrique 2 : pourcentage moyen de l’aire potentiellement colonisable recouverte par les
algues vertes.
- métrique 3 : fréquence des dépôts d’algues vertes dont la surface excède 1.5 % de l’aire
potentiellement colonisable.
Pour chaque métrique, des seuils ont été établis sur la base du dire d’expert et des données historiques
permettant de définir les différents états écologiques. La combinaison des résultats de chaque métrique
aboutit à un ratio de qualité écologique (EQR) qui permet d’attribuer à chaque masse d’eau, une qualité
écologique (Tableau 2).
Tableau 2 : Seuils reflétant les différents états écologiques pour chaque métrique de l’outil destiné aux marées vertes de type 1
Métrique 1 (%)
[0 -0.5[
[0.5-1.5[
[1.5-4[
[4-10[
[10-100]
Métrique 2 (%)
[0 -0.25[
[0.25-0.75[
[0.75-2[
[2-5[
[5-100]
Métrique 3 (%)
[0 -10[
[10-30[
[30-60[
[60-90[
[90-100]
EQR
[1-0.8[
[0.8-0.6[
[0.6-0.4[
[0.4-0.2[
[0.2-0]
Etat écologique
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
Les masses d’eau pour lesquelles l’évaluation de la qualité écologique a été effectuée avec la grille
destinée aux marées vertes de type 1 ainsi que les données utilisées pour l’obtention des résultats sont
récapitulées dans le Tableau 3 ci-dessous.
Rossi N. 2012. Domaine d’application et validation des grilles d’évaluation de la qualité des masses d’eau côtières et de
transition élaborées dans le cadre de la DCE. Elément de qualité biologique « macroalgues opportunistes » - Rapport final –
55p.
2 L’aire potentiellement colonisable se définit comme l’aire de substrat meuble (sable + vase) de la zone intertidale (zone
comprise entre le trait de côte et la limite théorique de plus basse mer matérialisée par l’isobathe 0 des cartes marines)
1
Rapport 2014
12
Tableau 3 : Masses d’eau des bassins Loire Bretagne classées par la grille destinée aux marées vertes de type 1
Code ME
FRGC01
FRGC03
FRGC05
FRGC06
FRGC09
FRGC10
FRGC12
FRGC20
FRGC26
FRGC29
FRGC34
FRGC35
FRGC36
FRGC48
FRGC49
FRGC53
Nom ME
Baie du Mont Saint Michel
Rance Fresnaye
Fond baie de Saint Brieuc
Saint Brieuc large
Perros Guirec-Morlaix large
Baie de Lannion
Leon Tregor (large)
Baie de Douarnenez
Baie d'Audierne
Baie de Concarneau
Lorient -Groix
Baie d'Etel
Baie de Quiberon
Baie de Bourgneuf
La Barre de Monts
Pertuis breton
Données utilisées
2009-2014
2009-2014
2009-2014
2009-2014
2009-2014
2009-2014
2009-2014
2009-2014
*
2009-2014
2009-2014
2009-2014
*
*
2009-2014
2009-2014
* pas de suivi sur ces ME au titre des années 2013 et 2014 (classement TBE sur 2007-2012)
2.4.2. Evaluation de la qualité écologique des masses d’eau présentant des
marées vertes de type 2
Trois métriques permettent d’évaluer la qualité écologique de ces masses d’eau en tenant compte des
différents types de substrats colonisés au cours du cycle de développement de ces marées vertes (substrat
rocheux puis substrat sableux) :
- métrique 1 : pourcentage des dépôts printaniers d’ulves (mai) par rapport à la surface de substrat
rocheux.
- métrique 2 : pourcentage moyen des dépôts estivaux d’ulves (juillet-septembre) par rapport à la
surface de substrat rocheux.
- métrique 3 : pourcentage maximum de substrat meuble touché par des échouages d’ulves.
Pour chaque métrique, des seuils ont été établis sur la base du dire d’expert permettant de définir les
différents états écologiques. La combinaison des résultats de chaque métrique aboutit à un ratio de qualité
écologique (EQR) qui permet d’attribuer à chaque masse d’eau, une qualité écologique (Tableau 4).
Tableau 4 : Seuils reflétant les différents états écologiques pour chaque métrique de l’outil destiné aux marées vertes de type 2
Métrique 1 (%)
[0-1[
[1-2[
[2-10[
[10-20[
[20-100]
Métrique 2 (%)
[0 -0.5[
[0.5-1[
[1-5[
[5-10[
[10-100]
Métrique 3 (%)
[0 -0.5[
[0.5-1.5[
[1.5-4[
[4-10[
[10-100]
EQR
[1-0.8[
[0.8-0.6[
[0.6-0.4[
[0.4-0.2[
[0.2-0]
Etat écologique
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
Les masses d’eau pour lesquelles l’évaluation de la qualité écologique a été effectuée avec la grille
destinée aux marées vertes de type 2 ainsi que les données utilisées pour l’obtention des résultats sont
récapitulées dans Tableau 5 ci-dessous.
Rapport 2014
13
Tableau 5 : Masses d’eau des bassins Loire Bretagne classées par la grille destinée aux marées vertes de type 2
Code ME
Nom ME
Données utilisées
FRGC13
Les Abers (large)
2009-2014
FRGC28
Concarneau (large)
2007-2012*
FRGC32
Laïta - Pouldu
FRGC38
Golfe du Morbihan (large)
2009-2014
2007-2012*
FRGC42
Belle-Ile
2007-2012*
FRGC44
Baie de Vilaine (côte)
2009-2014
FRGC45
Baie de Vilaine (large)
2009-2014
FRGC46
Loire large
2009-2014
FRGC47
Ile d'Yeu
2009-2014
FRGC50
Nord Sables d'Olonne
2008-2012*
FRGC51
Sud Sables d'Olonne
2008-2012*
* pas de suivi sur ces ME au titre des années 2013 et 2014 (classement TBE sur 2007-2012 ou 2008-2012)
2.4.3. Evaluation de la qualité écologique des masses d’eau présentant des
marées vertes de type 3
L’évaluation de la qualité écologique de ces masses d’eau se base sur deux métriques issues des données
algales surfaciques acquises au moment du maximum du développement algal et moyennées sur le
maximum d’années disponibles (à terme, il est prévu de moyenner les données acquises sur une période
de 6 ans, comme pour le type 1) :
- métrique 1 : pourcentage maximum de l’aire potentiellement colonisable recouverte par les
algues vertes.
- métrique 2 : aire affectée par les dépôts d’algues vertes (ha).
Pour chaque métrique, des seuils ont été établis sur la base du dire d’expert et des données
historiques permettant de définir les différents états écologiques. La combinaison des résultats de
chaque métrique aboutit à un ratio de qualité écologique (EQR) qui permet d’attribuer à chaque masse
d’eau, une qualité écologique.
Tableau 6 : Seuils reflétant les différents états écologiques pour chaque métrique de l’outil destiné aux marées vertes de
type 3
Métrique 1 (%)
[0 -5[
[5-15[
[15-25[
[25-75[
[75-100]
Métrique 2 (ha)
[0 -10[
[10-50[
[50-100[
[100-250[
[250-6000]
EQR
[1-0.8[
[0.8-0.6[
[0.6-0.4[
[0.4-0.2[
[0.2-0]
Etat écologique
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
Les masses d’eau pour lesquelles l’évaluation de la qualité écologique a été effectuée avec la grille
destinée aux marées vertes de type 3 ainsi que les données utilisées pour l’obtention des résultats sont
récapitulées dans le Tableau 7 ci-dessous.
Rapport 2014
14
Tableau 7 : Masses d’eau des bassins Loire Bretagne classées par la grille destinée aux marées vertes de type 3
Code ME
Nom ME
Données utilisées
FRGT02
Bassin maritime de la Rance
2009-2014
FRGT03
Le Trieux
2009-2014
FRGT04
Le Jaudy
2008-2012
FRGT05
Le Léguer
2008-2010*
FRGT06
Rivière de Morlaix
2009-2014
FRGT07
La Penzé
2009-2014
FRGT08
L'Aber Wrac'h
2009-2014
FRGT09
L'Aber Benoît
2008-2010*
FRGT10
l'Elorn
2008-2010*
FRGT11
Rivière de Daoulas
2008-2010*
FRGT12
l'Aulne
2008-2010*
FRGT14
Rivière de Pont-l'Abbé
2009-2014
FRGT15
l'Odet
2008-2010*
FRGT16
l'Aven
2008-2010*
FRGT17
La Belon
2009-2010*
FRGT18
La Laïta
2009-2010*
FRGT19
Le Scorff
2009-2010*
FRGT20
Le Blavet
2009-2014
FRGT21
Rivière d'Etel
2009-2014
FRGT22
Rivière de Crac'h
2008-2013
FRGT23
Rivière d'Auray
2008-2013
FRGT24
Rivière de Vannes
2009-2014
FRGT25
Rivière de Noyalo
2008-2013
FRGT27
La Vilaine
2008-2010*
FRGC07
Paimpol-Perros-Guirec
2008-2012
FRGC11
Baie de Morlaix
2008-2010*
FRGC16
Rade de Brest
2008-2012
FRGC39
Golfe du Morbihan
2009-2014
* pas de suivi surfacique sur ces ME depuis 2011 (respect BE sur 2008-2010 ou 2009-2010)
2.5.
Missions aériennes réalisées
Toutes les missions planifiées ont pu être réalisées aux périodes prévues. Les contraintes spécifiques de
survol de la rade de Brest (zone militaire P112) ont conduit, conformément au programme annuel, à
exclure cette zone des survols aériens. Les opérations de terrain ont été densifiées sur cette zone pour
compenser cette impossibilité de survol (secteur de la presqu’ile de Crozon principalement ; les secteurs
du fond de rade sur la partie Aulne comme Elorn étant accessibles en survol comme le présente la carte
1, mais non retenus en 2014 pour les suivis de terrain).
Les survols ont été réalisés aux dates et coefficients de marées suivants :
Mai :
-
14 mai : côtes Bretagne Sud ; coeff. 88
15 mai : côtes de Bretagne Nord ; coeff. 94
16 mai : côtes Sud Loire ; coeff. 97
Rapport 2014
15
Juillet :
13 juillet : côtes de Bretagne Nord ; coeff. 105
15 juillet : côtes Sud Loire ; coeff. 104
16 juillet : côtes de Bretagne Sud ; coeff. 96
16 juillet : survol complémentaire des vasières du Sud Bretagne (Estuaire de la Vilaine, de Penerf,
de la rivière d’Auray, de la rivière de Crac’h, estuaire du Blavet et du Scorff, de la Laïta, de l’Aven et
du Belon, de l’Odet et du Pouldon) ; coeff. 96
- 11 août : survol complémentaire des vasières du Nord Bretagne (Aber Benoit, Aber Wrac’h, baie de
Morlaix, estuaire du Léguer, Jaudy, Trieux et baie de Paimpol) ; coeff. 110
NB : Les acquisitions sur les autres vasières ont été réalisées en même temps que les acquisitions
côtières sur les survols de juillet, mai ou septembre.
-
Septembre :
-
8 septembre : côtes de Bretagne Nord ; coeff. 104
9 septembre : côtes de Bretagne Sud ; coeff. 113
10 septembre : côtes du Sud Loire ; coeff. 115
Rapidement après chaque vol, l’équipe du CEVA a été mobilisée sur le terrain pour contrôler le type
d’algues repérées en aérien. L’intervention rapide (dans les 5 jours suivant le survol pour la majorité des
sites) permet de minimiser le risque de ne pas retrouver lors des contrôles de terrain les algues
photographiées lors de la mission aérienne. Ces contrôles ont pu être réalisés sur les sites principaux
pour lesquels cela a été jugé nécessaire (en dehors des ME retirées du suivis terrain sauf pour certaines
dates où malgré ce nouveau fonctionnement des contrôles de terrain ont tout de même été réalisés).
Rapport 2014
16
Calcul de l’indice de qualité DCE pour les angiospermes
D’après
Angiospermes des côtes françaises
Manche-Atlantique
Propositions pour un indicateur DCE
et premières estimations de la qualité
Décembre 2010 - RST/LER/MPL/10-15
Isabelle Auby (Ifremer LER Arcachon), Hélène Oger-Jeanneret (Ifremer
LER-MPL-Nantes) et Pierre-Guy Sauriau (LIENSs Université de La
Rochelle, CNRS), coordination
…
Décembre 2010 - RST/LER/MPL/10-15
Isabelle Auby (Ifremer LER Arcachon), Hélène Oger-Jeanneret (Ifremer
LER-MPL-Nantes) et Pierre-Guy Sauriau (LIENSs Université de La
Rochelle, CNRS), coordination
Christian Hily (LEMAR Université de Bretagne Occidentale, CNRS)
Laurent Barillé (Université de Nantes)
Participants :
Touria Bajjouk (Ifremer, DYNECO)
Anne Laure Barillé, Nicolas Harin (BIO-LITTORAL Nantes)
Cécile Curti, Pauline Cajeri (LIENSs Université de La Rochelle)
Jérôme Fournier, Thibaut Nebout, Laurent Godet (CRESCO MNHN Dinard)
Guillaume Gélinaud (Réserve Naturelle des marais de Séné)
Daniel Gerla, Patrick Le Mao, Claire Rollet (CRESCO Ifremer LER-FBN- Dinard)
Pierre-Jean Labourg (Université Bordeaux 1)
Virginie Lafon (G.E.O. Transfert, Université Bordeaux I)
Marion Maguer (LEMAR, Université de Bretagne Occidentale)
Roger Mahéo (Université de Vannes)
Xavier de Montaudouin (EPOC, Université Bordeaux 1)
Florence Sanchez, Marie-Noelle de Casamajor (Ifremer, LRHAQ – Anglet)
Gilles Trut, Martin Plus (Ifremer LER-Arcachon)
Angiospermes des côtes françaises
Manche-Atlantique
Propositions pour un indicateur DCE
et premières estimations de la qualité
9
1. Méthodes utilisées pour l’étude des herbiers de
phanérogames marines des côtes Manche et Atlantique
Traditionnellement, on utilise deux types de descripteurs pour qualifier les herbiers de
zostères :
- Extension des herbiers (emprise totale pour les herbiers homogènes, ou emprise de la
surface végétalisée pour les herbiers fragmentés) ;
- Caractéristiques démographiques et biométriques des populations (biomasse aérienne
et souterraine, densité, hauteur des pieds, …).
Cette double stratégie a été retenue dans la démarche REBENT-Bretagne, qui a
ensuite été étendue au reste du littoral Manche Atlantique dans le cadre de la DCE,
avec deux types de suivis : un suivi surfacique et un suivi stationnel. Les règles édictées
pour ces suivis DCE ont été définies (suivi stationnel) ou sont en cours d’harmonisation
(suivi surfacique).
1.1. Suivi surfacique
NB : Une démarche d’harmonisation des méthodes de cartographie des herbiers de
zostères de Manche et d’Atlantique, intertidales et subtidales, est en cours (action
pilotée par Touria Bajjouk, Ifremer). Nous ne nous attarderons pas ici sur ces méthodes,
qui sont succinctement décrites avec les références récentes relatives à la cartographie
des herbiers de la zone qui nous intéresse.
Dans tous les cas, il est conseillé de réaliser les cartographies des herbiers à une
époque de l’année où leur développement épigé est maximal (fin de l’été).
Pour l’instant, la fréquence retenue pour effectuer ces mesures est d’une fois tous les 6
ans (durée d’un plan de gestion).
1.1.1. Méthodes herbiers intertidaux
Deux types de situations existent : petits herbiers (jusqu'à quelques km²) et grands
herbiers.
Le groupe d’experts, réuni en 2009 pour traiter cette question, considère qu’il est
préférable de cartographier les petits herbiers en utilisant des observations terrain
(cheminement avec un GPS), qui sont directement intégrées dans un SIG. Au cours du
cheminement sur les herbiers, le taux de recouvrement peut être estimé sur les
différents polygones. C'est cette démarche qui a été adoptée, par exemple, pour la
cartographie récente des herbiers des masses d'eau « Estuaire de la Bidassoa »
(Lissardy et al., 2007) et « Lac d'Hossegor » (Trut et al., 2009).
Les grands herbiers peuvent être cartographiés à partir d'imagerie satellitaire (Barillé
et al., 2010) ou d'orthophotographies aériennes (Godet et al., 2008; Plus et al., 2010),
Décembre 2010
10
mais, dans tous les cas, l'interprétation des résultats obtenus doit s'appuyer sur une
vérité terrain, notamment pour les masses d'eau dans lesquelles des macroalgues (y
compris celles fixées sur les huîtres) ou des îlots de spartines sont présentes (difficulté
d'interprétation des images). Le risque de confusion lors de l’interprétation de l’imagerie
est parfois important.
Les images destinées à cartographier les herbiers intertidaux doivent être acquises
autour de la basse mer de marées de fort coefficient, la présence d’eau dans les bas
niveaux des herbiers pouvant fausser l’interprétation (manuelle ou automatique) de ces
parties d’images.
1.1.2. Méthodes herbiers subtidaux
Dans les zones où la transparence de l'eau le permet, les zostères marines subtidales
peuvent être cartographiées à partir d'orthophotographies aériennes (Archipel des
Glénan - Glémarec et al., 1997 ; Archipel de Chausey – Godet et al., 2008).
Dans le cas contraire, des méthodes indirectes doivent être utilisées :
- méthodes optiques, via des caméras vidéo remorquées
- méthodes acoustiques, via un sonar latéral et/ou un sondeur mono faisceau.
Ces méthodes, qui peuvent d'ailleurs être mises en œuvre en parallèle, sont décrites
précisément dans la publication de Viala et al. (2009).
La cartographie des herbiers de Zostera marina subtidales du Bassin d'Arcachon a
récemment été réalisée en utilisant le couplage de ces méthodes (Dalloyau et al., 2009 ;
Plus et al., 2010).
1.1.3. Les cartographies anciennes
Plusieurs cas se présentent en ce qui concerne les cartographies anciennes :
● Certaines cartographies ont effectivement été réalisées dans le passé.
C’est le cas par exemple des herbiers de la Baie de Txingudi, du Bassin d’Arcachon, de
l’Ile de Ré ou du Golfe du Morbihan. Ces cartographies s’appuyaient le plus souvent sur
des photographies aériennes consolidées par des observations sur le terrain :
observation directe pour les herbiers intertidaux, prélèvements à la benne pour les
herbiers des zones subtidales.
● D’autres cartographies (d’herbiers intertidaux ou subtidaux dans les eaux peu
turbides) ont été réalisées a posteriori, en utilisant des photographies aériennes ou des
images satellitaires, et donc sans vérité terrain.
Parmi ce type d’études historiques, on peut citer les travaux menés sur l’archipel des
Glénan par Glémarec et al. (1997) (Traitement des images issues de 10 campagnes de
photographies aériennes réalisées entre 1932 et 1992) et sur l’archipel de Chausey par
Godet et al. (2008) (traitement des images issues de 5 campagnes réalisées entre 1924
et 2002). Des travaux similaires ont été réalisés sur la Baie de Bourgneuf à partir
d’images satellitaires par Barillé et al. (2010) (traitement de 6 images SPOT acquises
entre 1991 et 2005).
Décembre 2010
11
1.2. Suivi stationnel
Le suivi stationnel des herbiers consiste à apprécier la « vitalité » des populations,
notamment en termes de densité et biomasse, mais également de degré d’épiphytisme,
et à compléter ces observations par le recueil de paramètres « explicatifs » touchant à
la nature du sédiment sur lequel ils se développent et aux organismes susceptibles de
consommer ces épiphytes et/ou les zostères elles-mêmes (gastéropodes et oiseaux
herbivores).
Comme pour les cartographies, il est conseillé de réaliser ces observations à une
époque de l’année où leur développement épigé est maximal (fin de l’été).
La fréquence retenue pour effectuer ces observations est d’une fois tous les 3 ans.
Toutefois, dans certaines masses d’eau (celles de la façade aquitaine, correspondant
au district Adour Garonne), un suivi à fréquence annuelle a été entrepris pendant les
premières années de la mise en œuvre de la DCE, de façon à apprécier la variabilité
inter annuelle de ces paramètres.
Les méthodes utilisées pour le suivi stationnel des herbiers dans le cadre de la DCE
sont rapportées en annexe 1 de ce document. Les principales métriques mesurées sont
recensées dans les tableaux 1 et 2 suivants.
Tableau 1 : Métriques mesurées sur Zostera noltii
Zostera noltii
Matrice
Métriques principales
Zostères
Métriques
supplémentaires
Gastéropodes
brouteurs
Sédiment
Oiseaux
herbivores
Paramètre
Pourcentage de surface
végétalisée sur la station
Densité des pousses
Biomasses des organes
souterrains et aériens
Biométrie des feuilles (nb/pousse,
longueur, largeur)
Biomasse des épiphytes
Densité par espèce
Biomasse
Granulométrie
Teneur en matière organique
Données de comptage
Décembre 2010
12
Tableau 2 : Métriques mesurées sur Zostera marina
Zostera marina
Matrice
Métriques principales
Zostères
Métriques
supplémentaires
Gastéropodes
brouteurs
Sédiment
Paramètre
Densité des pousses
Biomasses
des
organes
souterrains et aériens
Biométrie des feuilles (nb/pousse,
longueur, largeur)
Biomasse des épiphytes
Degré d’infestation par la wasting
disease
Densité
Biomasse
Granulométrie
Teneur en matière organique
Décembre 2010
13
2. Les masses d’eau sur lesquelles les herbiers sont
suivis au titre du contrôle de surveillance
La figure 1 (a et b) représente la localisation géographique des herbiers suivis au titre
du contrôle de surveillance DCE. Globalement, on peut considérer deux cas :
- Au nord du Golfe du Morbihan, les herbiers de zostères (Zostera marina et Zostera
noltii) sont présents dans de nombreuses masses d’eau côtières ou de transition. Tous
ces herbiers ne sont pas pris en compte par la DCE, notamment les herbiers de Z. noltii
dans les masses d’eau de transition.
- Au sud du Golfe du Morbihan (y compris), tous les herbiers importants, aussi bien de
Zostera noltii que de Zostera marina, sont étudiés dans le cadre de la DCE, qu’ils soient
situés en eaux côtières ou en eaux de transition.
Figure 1a : Localisation des herbiers de zostères suivis dans le cadre de la DCE
(secteur Nord).
Décembre 2010
14
Figure 1b : Localisation des herbiers de zostères suivis dans le cadre de la DCE
(secteur Sud).
Dans ces masses d’eau, les stations suivantes font l’objet d’un suivi stationnel (tableaux
3 et 4).
Tableau 3 : Herbiers de Zostera noltii suivis dans le cadre de la DCE
Masse d'eau (du sud
Code masse d'eau
au nord)
Estuaire Bidassoa
Station(s)
Lac d'Hossegor
FRFT08
FRFC09
Txingudi
Arcachon amont
FRFC06
Pertuis Charentais
FRFC02
Pertuis Breton
FRGC53
Baie de Bourgneuf
FRGC48
Rivedoux (en 2006)
Le Grouin Fosse de
Loix (en 2006)
Plage Charge neuve
La Berche
Golfe du Morbihan
FRGC39
Kerlevenan
Rance Fresnaye
FRGC03
Saint Jacut de la mer
Hossegor
Estey Tort
Afrique
Les Doux
Décembre 2010
15
Tableau 4 : Herbiers de Zostera marina suivis dans le cadre de la DCE
Masse d'eau (du sud
Code masse d'eau
au nord)
Arcachon amont
Station(s)
Golfe du Morbihan
FRFC06
FRGC39
Courbey
Concarneau (large)
FRGC28
Arradon
Glénan herbiers
Iroise (large)
FRGC18
Molène herbiers
Rade de Brest
FRGC16
Roscanvel
Les Abers (large)
FRGC13
Sainte-Marguerite
Baie de Morlaix
FRGC11
Callot herbiers
Perros-Guirec (large)
FRGC08
Les 7 îles herbiers
Paimpol Perros Guirrec
FRGC07
L'Arcouest herbiers
Rance Fresnaye
FRGC03
Saint Malo
Chausey
FRHC01
SIZM01
Ouest cotentin
FRHC03
SIZM02
SIZM03
Décembre 2010
17
3. L’indicateur « angiosperme »
Ce chapitre s’appuie sur les réflexions des experts « angiospermes » britanniques et
néerlandais, dont les conclusions sont notifiées dans deux principales publications
(Foden et Brazier, 2007 ; Foden, 2007).
3.1. Sites et conditions de référence
Afin d’établir le classement des masses d’eau, la DCE prévoit, pour chaque élément de
qualité, de définir, par type de masse d’eau, des sites et des conditions de référence qui
correspondent au très bon état.
Toutefois, comme évoqué par les scientifiques britanniques et néerlandais, il est
hasardeux d’identifier des sites de référence pour les herbiers de zostères. En effet,
ceux-ci sont naturellement variables en extension, densité, biomasse et composition, et
ces métriques dépendent de différents facteurs : géographique, nature du substrat,
régime hydrodynamique.
Pour la même raison, les conditions de référence (qui s’appliquent aux métriques
utilisées) doivent être déterminées pour les herbiers de chaque masse d’eau, sur la
base de données historiques quand elles existent, ou du dire d’expert dans le cas
contraire. Ces conditions de référence correspondent a priori au meilleur état possible
des herbiers au cours de la période historique pendant laquelle on dispose d’information
sur leur état. Ce point sera discuté par la suite.
3.2. Les métriques
Préambule : Comme c’est le cas pour les experts des Pays Bas et du Royaume uni, la
France considère justifié de retenir les mêmes métriques pour les herbiers des masses
d’eau côtières (MEC) et des masses d’eau de transition (MET).
Les métriques retenues par les experts du Royaume uni sont au nombre de 3 :
•
composition taxinomique,
•
abondance mesurée via l’extension spatiale de l’herbier,
•
abondance mesurée via la densité des pousses.
Les néerlandais utilisent deux métriques, dont l’une se décline en 3 sous-métriques :
•
Superficie de l’herbier
•
Qualité de l’herbier
o
nombre d’espèces,
o
couverture moyenne et distribution des classes de couverture,
o
tendance de l’évolution de la superficie.
Décembre 2010
18
A priori, trois de ces métriques seront retenues pour fabriquer l’indicateur français
(littoral Manche-Atlantique) concernant le statut écologique des herbiers de
phanérogames :
•
composition taxinomique,
•
extension spatiale de l’herbier,
•
développement des herbiers (densité des pieds et/ou biomasse et/ou
recouvrement).
3.3. Composition taxinomique
Préambule
Dans les eaux européennes, deux espèces de zostères se développent : Zostera noltii
(en position intertidale) et Zostera marina (dans l’infralittoral y compris la frange
émergée aux basses mers de vives eaux). Dans le bas de l’étage intertidal, et dans les
flaques de l’estran, existe une forme intermédiaire entre ces deux espèces du point de
vue de la longueur et de la largeur des limbes. Une controverse déjà ancienne existe au
sujet de cette Zostera angustifolia (ou Zostera marina var. angustifolia), certains auteurs
considérant qu’il s’agit d’une espèce à part entière (Percival et al. 1996; Provan et al.
2008), d’autres d’un écotype parvozostéride de Zostera marina mieux adapté au stress
(dont celui généré par l’émersion) que la forme magnozostéride (den Hartog 1970 ; de
Heij & Nienhuis 1992).
Les travaux récents de Becheler et al. (2010), relatant les résultats de l’analyse
génétique de plusieurs populations bretonnes de zostères, semblent confirmer cette
seconde hypothèse. Pour cette raison, cet écotype n’est pas considéré comme une
espèce distincte par les experts français.
3.3.1. Positions britannique et néerlandaise
•
UK : Perte d’espèce(s) par rapport aux conditions de référence (Zostera noltii, Z.
angustifolia, Z. marina, Ruppia spp.).
•
NL : Nombre d’espèces de phanérogames (Zostera noltii, Z. angustifolia)
Tableau 5 : Grilles de classement proposées par les experts britanniques et néerlandais pour la
métrique « composition »
Pays
Métrique
Très bon
Bon
UK
Nb d’espèces
pas de
perte
Perte de 1/4
à 1/3
NL
Présence
des 2
espèces
2 spp
1 sp
Moyen
Médiocre
Perte de
1/2
Perte de 2/3
ou 3/4
Mauvais
Perte de toutes les
espèces
Décembre 2010
19
3.3.2. Position française
En Manche-Atlantique, les espèces de phanérogames à considérer sont :
-
Zostera noltii constituant des herbiers uniquement intertidaux dans cette région.
-
Zostera marina constituant des herbiers subtidaux (forme magnozostéride) ou
intertidaux (forme parvozostéride).
- Ruppia maritima et Ruppia cirrhosa existent en Manche et Atlantique françaises,
mais ne seront pas prises en compte parce qu’elles y occupent des espaces très
limités (étangs littoraux à l'arrière des dunes et des cordons de galets, marais
littoraux).
Comme évoqué plus haut, Zostera angustifolia n’est pas retenue comme une
espèce à part entière, contrairement aux choix des britanniques et des néerlandais.
Les conditions de référence pour la composition taxonomique doivent être définies pour
chaque masse d'eau. En effet, les conditions bathymétriques, thermiques, halines,
sédimentaires ainsi que le niveau d'exposition des masses d'eau à la houle déterminent
la présence/absence des deux espèces. Ainsi, certaines masses d’eau françaises ne
peuvent physiquement abriter l’une ou l’autre des deux espèces. Cette situation n’est
pas incompatible avec le bon, voire le très bon état d’une masse d’eau (Carletti et
Heiskanen Ed., 2009).
Pour cette raison, nous jugeons plus justifié de prendre en compte, à l’instar des
britanniques, l’évolution du nombre d’espèces dans le temps.
Proposition de grille française pour la métrique « composition taxinomique»
En s’appuyant sur la grille britannique et en l’adaptant au cas français (seulement 2
espèces), on peut proposer les deux grilles suivantes (tableaux 6 et 7).
Tableau 6 : Grille de classement proposée par les experts français pour la métrique
« composition taxinomique»
Etat
Composition
Très bon
Espèce(s)
apparues
ou perte
d’aucune
espèce
Bon
Moyen
Perte d’une
espèce
Perte d’une
espèce
Disparition
de Zostera
marina
Disparition
de Zostera
noltii
Médiocre/Mauvais
Perte de 2 espèces
La disparition de Zostera noltii semble en effet plus déclassante pour la qualité de la
masse d’eau que celle de Zostera marina.
Grâce à sa position intertidale, Zostera noltii est par exemple moins sensible à la
diminution de la transparence de l’eau (liée aux développements de macroalgues
Décembre 2010
20
opportunistes ou à de forts blooms de phytoplancton, ces phénomènes étant euxmêmes la conséquence des apports élevés de nutriments par les bassins versants).
Tableau 7 : Grille de correspondance entre les changements observés et la valeur de
l’Ecological Quality Ratio (EQR) pour la métrique « composition taxinomique» proposée par les
experts français
Changement de la composition
taxonomique par rapport aux
conditions de référence
Perturbation
Amélioration
ou
pas
de Espèces
apparues
ou
aucune
EQR
1
modification visible
espèce disparue
Altérations modérées
Disparition de Zostera marina
0,7
Altérations majeures
Disparition de Zostera noltii
0,5
Altérations sévères
Perte des deux espèces
0
Disponibilité de données historiques sur la métrique « composition taxinomique »
Il s'agit le plus souvent d'une information disponible, dans la mesure où les observations
botaniques anciennes y compris depuis la fin du XIXème siècle contiennent généralement
au moins des listes d'espèces végétales observées sur les sites comme par exemple la
Flore Rochefortine décrivant la présence et l’usage des zostères en Aunis (Lesson,
1835) ou l’ouvrage plus général de botanique sur la Flore de l’Ouest de la France
(Lloyd, 1897). Lorsqu’aucune information publiée n’est disponible, des enquêtes
historiques peuvent être réalisées auprès des « retraités », qu’ils soient scientifiques,
pêcheurs ou ostréiculteurs, ainsi qu’en consultant des herbiers privés ou des collections
des Muséums d’Histoire Naturelle régionaux.
Pour Zostera marina, on dispose des résultats d’une enquête nationale réalisée en 1933
par l’administration maritime, consécutive à la maladie du Wasting Disease qui a décimé
ème
cette espèce au début du XX
siècle (Fournier, 2009).
3.4. Extension de l’herbier
3.4.1. Positions néerlandaise et britannique
Les néerlandais ont bâti des modèles pour chaque masse d’eau (basés sur périodes
d’émersion, salinité, courant et vagues) pour définir des cartes d’extension potentielle
des herbiers. A partir des surfaces ainsi calculées et des données historiques
d’extension maximale, ils ont défini pour chaque masse d’eau des valeurs seuils de
superficie auxquelles ils se réfèrent pour le classement.
Pour ce paramètre, dans chaque masse d’eau, les experts britanniques prennent
comme condition de référence la plus grande extension mesurée (exploitation des
données historiques) ou le dire d’expert. Ils établissent leurs grilles en fonction de la
réduction de superficie par rapport à la surface maximale (tableaux 8 et 9).
Décembre 2010
21
Proposition de grille britannique pour la métrique « extension »
Tableau 8 : Grille de classement proposée par les experts britanniques pour la métrique
« extension »
Etat
Très
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
11-30%
31-50%
51-70%
> 70%
bon
Réduction de
superficie par rapport
à l’extension
0-10%
maximale
Tableau 9 : Grille de correspondance entre les changements observés et la valeur de l’Ecological
Quality Ratio pour la métrique « extension » proposée par les experts britanniques
Perturbation
Pas de modification visible
Modification de l’extension (toutes espèces confondues)
par rapport aux conditions de référence et EQR
0% perte = 1.0, 1% perte = 0.98, 2% perte = 0.96… 10%
perte = 0.80
Faibles signes de
perturbation
Altérations modérées
11% perte = 0.79, 12% perte = 0.78, 13% perte = 0.77… 30%
perte = 0.60
31% perte = 0.59, 32% perte = 0.58, 33% perte = 0.57… 50%
perte = 0.40
Altérations majeures
51% perte = 0.39, 52% perte = 0.38, 53% perte = 0.37… 70%
perte = 0.20
Altérations sévères
71% perte = 0.193, 72% perte = 0.187, 73% perte = 0.180…
100% perte = 0.00
3.4.2. Position française
La modélisation de l’extension maximale des herbiers de Manche Atlantique (a priori
en fonction des courants, de la bathymétrie ou de l’hypsométrie, de la granulométrie des
fonds et de la turbidité des eaux) est une voie de recherche possible et pourra être
développée quand les modèles de production des herbiers seront au point (Martin Plus,
Ifremer LER Arcachon, com. pers – Proposition d’étude soumise à l’ONEMA pour
l’année 2011).
En attendant ces résultats, les experts français jugent cohérent d’utiliser les données
historiques en leur possession et de considérer que les conditions de référence, pour
chaque masse d’eau, sont constituées par l’extension maximale connue des herbiers
dans cette masse d’eau.
Toutefois, un certain nombre de problèmes se posent pour exploiter les données
« historiques » relatives à l’extension des herbiers.
Décembre 2010
22
Les méthodes mises en œuvre pour établir les cartes anciennes ne sont pas toujours
explicites. Cette absence de métadonnées oblige à considérer parfois avec prudence
ces données.
Par exemple, pour les herbiers de la Baie de Txingudi (Masse d’Eau FRFT08 « Estuaire
de la Bidassoa »), on dispose de dessins à main levée, résultant d’un traitement de
photographies aériennes (sans autre précision) et d’observations terrain (Figure 2).
Figure 2 : Extensions anciennes des herbiers de Zostera noltii de la Baie de Txingudi
(Bachelet et Labourg, 1983)
De même, pour les herbiers de l’Ile de Ré (Masse d’Eau FRGC53 « Pertuis Breton »),
on dispose de dessins à main levée des enveloppes d’herbiers de zostères, les deux
espèces confondues (de Beauchamp, 1920, 1923, figure 3).
Décembre 2010
23
Figure 3 : Extension des herbiers de zostères de l’Ile de Ré en 1920 (de Beauchamp, 1923).
Les dates des premières cartographies historiques sont très variables selon les
masses d’eau.
Par exemple, dans la Masse d’Eau FRHC01 « Archipel de Chausey », on dispose de
données surfaciques de Zostera marina depuis 1924 (Godet et al., 2008), c'est-à-dire
antérieures à la maladie qui décima les zostères marines quelques années plus tard sur
toutes les côtes françaises. L’extension mesurée en 1924 est la plus grande surface
connue et n’a jamais été observée depuis (Figure 4). De fait, si on utilise cette référence
(R1) par rapport aux observations actuelles, on obtient une régression de 44 %.
Dans la plupart des autres masses d’eau, les observations les plus anciennes
remontent aux années 1980. Si on applique cette période de référence « commune »
(R2) aux herbiers de Chausey, l’extension actuelle des herbiers représenterait environ
200 % de la surface occupée dans les années 1980.
Décembre 2010
24
Surface des herbiers de la ME Chausey
1000
R1
800
Zostera marina
600
400
R2
200
2010
2005
2000
1995
1990
1985
1980
1975
1970
1965
1960
1955
1950
1945
1940
1935
1930
1925
1920
0
Figure 4 : Evolution de la surface (ha) des herbiers de zostères de l’Archipel de
Chausey au cours du temps.
Au moins pour Zostera marina, il semble plus pertinent de prendre une référence
postérieure à la maladie qui a décimé l’espèce sur les côtes européennes (aux
alentours de 1930) et de considérer la référence à partir des années 1980, période
à laquelle des données sont disponibles pour la plupart des masses d’eau. Pour
Zostera noltii, une démarche identique sera adoptée.
Proposition de grille française pour la métrique « extension »
Au regard de nos connaissances sur l’évolution des herbiers de la façade AtlantiqueManche, les notations adoptées dans la grille britannique ne nous semblent pas assez
sévères pour qualifier correctement le niveau de perturbation en fonction des
régressions observées. A titre d’exemple, une perte de 50% de la surface d’un herbier
n’est considérée par les britanniques que comme une « altération modérée » (tableau 9)
alors qu’elle nous semble majeure voire sévère.
Pour cette raison, nous proposons les grilles ci-dessous (tableaux 10 et 11).
Tableau 10 : Grille de classement proposée par les experts français pour la métrique
« extension »
Etat
Réduction de superficie
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
0-10%
11-20%
21-30%
31-50%
> 51%
par rapport à l’extension
« maximale »
Décembre 2010
25
Tableau 11 : Grille de correspondance entre les changements observés et la valeur de
l’Ecological Quality Ratio pour la métrique « extension » proposée par les experts français
Perturbation
Modification de l’extension (toutes espèces confondues)
par rapport aux conditions de référence et EQR
Amélioration ou pas de
0% perte = 1,0, 1% perte = 0,98, 2% perte = 0,96… 10%
modification visible
perte = 0,80
Faibles signes de perturbation
11% perte = 0,78, 12% perte = 0,76, 13% perte = 0,74… 20%
perte = 0,60
Altérations modérées
21% perte = 0,59, 22% perte = 0,58, … 30% perte = 0,50
Altérations majeures
31% perte = 0,49, 32% perte = 0,48, … 50% perte = 0,30
Altérations sévères
51% perte = 0,295, 52% perte = 0,290, … 100% perte = 0,00
Dans le cas où les deux espèces de zostères sont présentes dans la masse d’eau (et
que la surface occupée par les deux espèces a été mesurée), il semble plus cohérent
de prendre en compte l’évolution de l’extension globale des deux espèces pour calculer
l’EQR. Ce choix est cohérent avec l’esprit de la métrique « composition taxinomique » et
ses grilles de classement et de correspondance (tableaux 6 et 7), qui prennent en
compte les deux espèces.
Disponibilité de données historiques sur la métrique « extension »
Dans quelques masses d’eau, on dispose des données surfaciques depuis les années
1980 (Arcachon amont, Golfe du Morbihan, Chausey, lac d’Hossegor, Estuaire de la
Bidassoa par exemple).
Dans d’autres zones, dans le cas d’herbiers intertidaux, une analyse rétrospective
basée sur l’analyse d’images satellites a été réalisée (Bourgneuf, Pertuis Charentais,
Pertuis Breton).
Enfin, dans certaines zones, on dispose de cartographies historiques uniquement de
certains herbiers de la Masse d’Eau (cas de la Rance).
Un certain nombre de données concernant les herbiers bretons sont disponibles
(Corbeau et Rollet, 2008) mais demandent à être validées.
3.5. Densité des herbiers
3.5.1. Positions néerlandaise et britannique
Les néerlandais considèrent des conditions de référence similaires dans toutes leurs
masses d’eau, en termes de pourcentage de recouvrement, mais distinguent les deux
espèces de zostères (Z. noltii, Z. angustifolia).
Comme dans le cas des superficies, les experts britanniques considèrent que les
conditions de référence pour ce groupe de métriques sont spécifiques à chaque masse
d’eau. Les différentes espèces constituant les herbiers sont considérées toutes
Décembre 2010
26
ensemble. L’état est déterminé en fonction de l’évolution par rapport aux conditions de
référence (tableaux 12 et 13).
Tableau 12 : Grille de classement proposée par les experts néerlandais et britanniques pour la
métrique « densité »
Pays Paramètre
Très
Bon
Moyen Médiocre Mauvais
bon
NL
Recouvrement
Z. noltii
≥30%
≥ 20%
≥10%
≥5%
≤ 5%
Recouvrement
Z. angustifolia
≥60%
≥40%
≥30%
≥20%
≤ 20%
0-10%
11-30%
31-50%
51-70%
> 70%
Réduction de
UK
densité par
rapport à la
densité maximale
Tableau 13 : Grille de correspondance entre les changements observés et la valeur de
l’Ecological Quality Ratio pour la métrique « densité » proposée par les experts britanniques.
Perturbation
Changement de la densité par rapport aux
conditions de référence et EQR
Pas de modification visible
0% perte = 1.0, 1% perte = 0.98, 2% perte = 0.96…
10% perte = 0.80
Faibles signes de
11% perte = 0.79, 12% perte = 0.78, 13%
perturbation
perte = 0.77… 30% perte = 0.60
Altérations modérées
31% perte = 0.59, 32% perte = 0.58, 33%
perte = 0.57… 50% perte = 0.40
Altérations majeures
51% perte = 0.39, 52% perte = 0.38, 53%
perte = 0.37… 70% perte = 0.20
Altérations sévères
71% perte = 0.193, 72% perte = 0.187, 73%
perte = 0.180… 100% perte = 0.00
3.5.2. Position française
Différents types de données relatives aux biomasses et/ou densités et/ou taux de
recouvrement des zostères sont disponibles.
Zostera marina
•
En Bretagne : cette espèce est suivie depuis 2004 dans le cadre du REBENT.
Pendant quelques années, certains herbiers (considérés comme représentatifs
du secteur) ont été échantillonnés à 2 périodes de l’année : fin hiver/printemps et
fin été/début automne. Suite à l’allègement des protocoles en 2007, seule la
période fin hiver/printemps a été conservée, ce qui ne pose pas de problème
dans la mesure où on observe peu de variations saisonnières de densité et de
Décembre 2010
27
biomasse (Hily, com. pers.). Dans quelques secteurs (ex. : Golfe du Morbihan),
des études ponctuelles anciennes fournissent des données complémentaires.
•
Sur le Bassin d’Arcachon, l’échantillonnage a débuté en 2007 pour la
surveillance DCE ; il a lieu à la fin de l’été.
A ce jour, pour Zostera marina, les seules données disponibles pour cette
métrique sont des densités (nombre de pieds/m²) et des biomasses (g/m²)
obtenus à l’issue de suivis stationnels, depuis 2004 en Bretagne et 2007 à
Arcachon.
Zostera noltii
•
Sur les côtes Manche-Atlantique, cette espèce est suivie depuis 2007 dans le
cadre de la surveillance DCE ; l’échantillonnage a lieu à la fin de l’été, et les
densités et biomasses de cette espèce sont mesurées. On dispose de
quelques données plus anciennes sur le Golfe du Morbihan, les Pertuis
Charentais (île d’Oléron) et le Bassin d’Arcachon.
•
Par ailleurs, sur les cartographies récentes, on dispose des superficies
d’herbiers affectées d’un taux de recouvrement (au minimum : très dense peu dense, mais généralement trois classes de pourcentage, tableau 14), qui
peuvent également être traités en termes d’indice de densité.
Tableau 14: Classification des types d'herbiers selon leur pourcentage de recouvrement
(adapté de Alloncle et al., 2005, de Jong, 2004)
Herbier de Zostères
% de
recouvrement
< 25%
25 à 75%
> 75%
Signification
Herbiers discontinus et
très souvent hétérogènes
avec
des
taches
disséminées ou des pieds
dispersés
en
faible
densité
Herbiers discontinus,
présentant
une
alternance de taches
recouvertes et de
zones de substrat nu
Herbiers continus et
homogènes
présentant une forte
couverture foliaire
Illustration
Données stationnelles : Zostera noltii et Zostera marina
L’examen des données existantes issues des Réseaux de Contrôle de la Surveillance
DCE montre que, pour une même année, les densités de pousses et les biomasses
épigées sont très variables d’une masse d’eau à une autre, en raison de la variabilité
Décembre 2010
Archipel Chausey
Densité des pousses (n/m²)
ouest cotentin
150
Rance Fresnaye
Paimpol Perros Guirrec
Perros-Guirrec (large)
Baie de Morlaix
Les Abers (large)
800
700
600
Rade de Brest
Iroise (large)
Concarneau (large)
Morbihan
Arcachon amont
Archipel Chausey
ouest cotentin
Rance Fresnaye
Paimpol Perros Guirrec
Perros-Guirrec (large)
Baie de Morlaix
Les Abers (large)
Rade de Brest
Iroise (large)
Concarneau (large)
Morbihan
Arcachon amont
28
des facteurs physiques et chimiques s’appliquant dans les différentes masses d’eau
(Figures 5 et 6).
200
Biomasse épigée (g PS/m²)
Zostera marina
100
50
0
Zostera marina
500
400
300
200
100
0
Figure 5 : Biomasses épigées et densité des herbiers de Zostera marina suivis dans le cadre de
la DCE en 2007.
Décembre 2010
Rance Fresnaye
Morbihan
Baie de Bourgneuf
Pertuis breton
Pertuis charentais
Arcachon amont
Lac d'Hossegor
Estuaire de la Bidassoa
29
200
Biomasse épigée (g PS/m²)
Zostera noltii
150
100
50
0
16000
14000
Densité des pousses (n/m²)
Zostera noltii
12000
10000
8000
6000
4000
Rance Fresnaye
Morbihan
Baie de Bourgneuf
Pertuis breton
Pertuis charentais
Arcachon amont
Lac d'Hossegor
Estuaire de la Bidassoa
2000
Figure 6 : Biomasses épigée et densité des herbiers de Zostera noltii suivis dans le cadre de la
DCE en 2007.
On peut remarquer que les densités et les biomasses épigées des différents sites ne
sont pas corrélées, principalement en raison des différences de hauteur des pieds entre
les différents sites et, à un moindre titre, à celles du nombre de feuilles par pied et de
largeur des feuilles (données non présentées ici).
En première analyse, ces paramètres ne semblent pas liés à un gradient nord-sud (effet
de la température), ni aux caractéristiques granulométriques des sédiments sur lesquels
se développent ces herbiers. La prise en compte d’autres facteurs (niveau
hypsométrique ou bathymétrique, hydrodynamique) permettra peut être à terme
d’expliquer ces différences.
Pour ces raisons, il semble donc justifié pour ce groupe de paramètres de ne pas
définir des conditions de référence communes mais d’appliquer des conditions
de référence particulières à chaque site (§ 3.1).
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Par ailleurs, la fréquence annuelle adoptée pour le suivi des herbiers du bassin « Adour
Garonne » a permis de mettre en évidence une variabilité inter-annuelle assez
prononcée de ces paramètres pour Zostera noltii (Figure 7).
Txingudi
Hossegor
Arcachon - Estey Tort
Arcachon - Afrique
Pertuis charentais - Les Doux
16000
14000
12000
Densité des pousses
Zostera noltii
(n/m²)
10000
8000
6000
4000
2000
2006
2007
2008
2009
250
Biomasse épigée
Zostera noltii
(g PS/m²)
200
150
100
50
0
2006
2007
2008
2009
Figure 7 : Densités et biomasses épigées moyennes (non corrigées par le % de surface
végétalisée sur les stations) des herbiers de Zostera noltii du bassin « Adour Garonne ».
La variabilité temporelle ainsi mise en évidence (également observée sur les herbiers
bretons de Zostera marina suivis dans le cadre de REBENT Bretagne, données non
présentées ici) pose un problème pour comparer les données anciennes et récentes de
densité et de biomasse. En effet, lorsqu’on dispose de données anciennes, ce qui est le
cas pour le Bassin d’Arcachon (Z. noltii) et le Morbihan (Z. noltii et Z. marina), il s’agit de
valeurs obtenues sur une seule année de suivi, dont on ne peut donc pas considérer
qu’elle ont valeur de « référence d’une situation ancienne ». De plus, dans la plupart des
cas, ce ne sont pas les mêmes stations qui ont été suivies aux différentes périodes.
En ce qui concerne la stratégie DCE qui doit être appliquée aux herbiers français, on
peut donc se demander si cette fréquence annuelle ne devrait pas être appliquée
systématiquement et si, à l’instar des experts de Grande-Bretagne, il ne serait pas
nécessaire de prendre en compte l’évolution de ces paramètres sur la base de
moyennes mobiles (sur deux ans au moins).
En corollaire à ces remarques, on peut signaler que les experts britanniques et
néerlandais n’utilisent pas, pour qualifier la vitalité des zostères intertidales, les densités
ou les biomasses épigées, mais des taux de recouvrement. Pour passer de l’un à
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l’autre de ces paramètres, pour Z. noltii, il serait possible d’utiliser une relation
d’allométrie.
- Pour l’herbier d’Arcachon, une relation a été établie sur 15 cadrats (15 x 15 cm)
d’herbiers de Zostera noltii (de Montaudouin1, données non publiées). Ont été mesurées
simultanément la biomasse foliaire et, sur des photographies, la proportion de surface
couverte par les feuilles couchées sur le sédiment (Figure 8a). Ces données devraient
ensuite être corrigées à partir du pourcentage de surface végétalisée des stations.
Y = 1,4501 x -1,7333
R = 0,98
Figure 8a : Relation entre la biomasse épigée (Y, g PS/m²) et le pourcentage de recouvrement de
Zostera noltii (X) (échelle logarithmique) sur l’herbier d’Arcachon (de Montaudouin, com. pers.)
- Pour l’herbier d’Oléron, une relation similaire a été établie sur 126 cadrats de
diamètre 20 cm et de profondeur 15 cm (Dalloyau, 2008). Ont été mesurées
simultanément la biomasse foliaire et le taux de surface couverte par les feuilles
couchées sur le sédiment (Figure 8b). La relation est linéaire entre le % de
recouvrement (X) et la biomasse en feuilles (B) : B =  0,603*X (n = 126; r² = 0,834).
1 UMR EPOC, Station Marine d’Arcachon
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Figure 8b : Relation entre la biomasse épigée (g PS/m²) et le pourcentage de recouvrement de
Zostera noltii sur l’herbier d’Oléron (Dalloyau, 2008).
La comparaison des deux relations d’allométrie suggère un effet site avec des écarts
croissant du simple au presque triple pour les recouvrements les plus forts (Figure 8c).
Cela suggère la nécessité d’établir cette relation pour chaque masse d’eau.
Biomasse des feuilles de Zostera noltii
160.00
Feuille g/m² (Arcachon)
Feuille g/m² (Oléron)
140.00
Biomasse (g/m²)
120.00
100.00
80.00
60.00
40.00
20.00
0.00
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Recouvrement (% )
Figure 8c : Comparaison des relations entre la biomasse épigée (g PS/m²) et le pourcentage de
recouvrement de Zostera noltii pour Arcachon (de Montaudouin, com. pers.) et Oléron (Dalloyau,
2008).
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Données issues de cartographies : Zostera noltii
Une autre façon d’appréhender l’évolution des densités repose sur l’utilisation des
données de recouvrement issues des cartographies.
En effet, dans certaines des masses d’eau dans lesquelles les cartographies ont été
établies par photographie aérienne (Arcachon amont) ou par imagerie satellite (Baie de
Bourgneuf, Pertuis Charentais, Pertuis Breton), on dispose de données de
recouvrement affectées à certaines superficies d’herbiers intertidaux. On peut y calculer
un indice de recouvrement et décrire son évolution au cours du temps, de la façon
présentée dans le tableau 15 (exemple de la masse d’eau « Arcachon amont »).
Tableau 15 : Mode de calcul de l’indice de recouvrement à partir des données cartographiques.
Exemple d’Arcachon amont.
% de surface d’herbier
Arcachon amont – Zostera noltii
Classe de
affecté de ce recouvrement
Recouvrement moyen
recouvrement
1989
2005
2008
0-25 %
0,125
6,3
29,7
25-75 %
0,500
27,8
32,0
75-100 %
0,875
100,0
65,9
38,1
87,5
72,4
53,1
Indice de recouvrement
Proposition de grille française pour la métrique « densité »
Comme pour la métrique « extension », nous proposons une grille plus sévère que celle
des britanniques pour la métrique « densité » (tableaux 16 et 17).
Tableau 16 : Grille de classement proposée par les experts français pour la métrique « densité »
Paramètre
Réduction de densité
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
0-10%
11-20%
21-30%
31-50%
Mauvais
> 51%
et/ou de recouvrement
par rapport à la densité
maximale et/ou le
recouvrement maximal
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Tableau 17 : Grille de correspondance entre les changements observés et la valeur de
l’Ecological Quality Ratio pour la métrique « densité » proposée par les experts français
Perturbation
Changement de la densité par rapport aux conditions de
référence et EQR
Amélioration ou pas de
0% perte = 1,0, 1% perte = 0,98, 2% perte = 0,96… 10% perte = 0,80
modification visible
Faibles signes de
11% perte = 0,78, 12% perte = 0,76, 13% perte = 0,74… 20%
perturbation
perte = 0,60
Altérations modérées
21% perte = 0,59, 22% perte = 0,58, … 30% perte = 0,50
Altérations majeures
31% perte = 0,49, 32% perte = 0,48, … 50% perte = 0,30
Altérations sévères
51% perte = 0,295, 52% perte = 0,290, … 100% perte = 0,00
Disponibilité de données sur la métrique « densité ».
Très peu de secteurs ont fait l’objet d’échantillonnages antérieurs aux années 1990 pour
ce paramètre.
3.5.3. Propositions d’évolution du protocole DCE pour le suivi
des herbiers de zostères
L’analyse des données de densité et biomasse acquises depuis 2007 dans le cadre du
REBENT et de la DCE nous permet de constater une forte variabilité de ces paramètres
dans le temps et l’espace, ce qui rend difficile leur utilisation comme métrique dans
l’indicateur. Cette forte variabilité conduit à préconiser un renforcement de la fréquence
d’acquisition (annuelle sur le prochain plan de gestion) et à s’interroger sur la
représentativité d’une seule station par masse d’eau.
De plus dans leur état actuel, les protocoles d’échantillonnage DCE conduisent à
acquérir de nombreuses données non utilisées comme métrique dans l’indicateur.
Pour ce qui est des densités, il est donc proposé, à partir de 2011 :
-
Pour Zostera marina (parce qu’elle est subtidale et que le suivi stationnel est le
seul possible), de conserver le protocole actuel (annexe 1) en supprimant
quelques métriques : épiphytes, brouteurs, sédiment (si échantillonné par
ailleurs en même temps que la faune benthique). Pour cette espèce,
l’abondance sera estimée à partir de la métrique « densité ».
-
Pour Zostera noltii d’abandonner le suivi stationnel (annexe 1) et d’adopter un
nouveau protocole basé sur l’estimation du recouvrement sur une grille de
points. Pour cette espèce, l’abondance sera estimée à partir de la métrique
« recouvrement ». Les données antérieures à 2011 seront calculées à partir des
cartographies indiquant les classes de recouvrement (voir tableaux 14 et 15).
-
Dans les deux cas, on peut prévoir un échantillonnage des principaux groupes
de macroalgues présents sur les herbiers.
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Pour le suivi de l’extension des herbiers, l’évolution des techniques cartographiques par
imagerie aérienne devrait permettre à terme, à moyens humains et financiers constants,
d’augmenter les fréquences d’observation.
Ces propositions seront reprises dans le nouveau protocole DCE qui sera élaboré et
diffusé en 2011.
3.6. Combinaison
écologique
des
métriques
pour
définir
le
statut
La démarche d’intercalibration en cours (Carletti et Heiskanen Ed., 2009) a consisté à
comparer les résultats obtenus dans différents pays européens pour chaque métrique et
a abouti à des classements concordants pour chacune des trois métriques : composition
spécifique, pourcentage de couverture et extension.
Une première étape d’agrégation des métriques a été proposée par l’Irlande, les PaysBas et le Royaume-Uni, en utilisant une matrice regroupant les évolutions respectives
de la densité et de la composition spécifique (Tableau 18).
Tableau 18 : Matrice d’agrégation de la composition spécifique et de la densité (Carletti et
Heiskanen ed., 2009).
Densité
Perte
Perte
0-10 %
11-30 %
Perte
31-50 %
Perte
51-70 %
Perte
> 70 %
Pas de perte
d’espèce
1 sp perdue ;
2 spp restent
Composition
spécifique
1 sp perdue ;
1 sp reste
2 spp
perdues; 1
sp reste
Toutes spp
perdues
Etat
EQR
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
0.9 (1.0 – 0.8) 0.7 (0.79 – 0.6) 0.5 (0.59 – 0.4) 0.3 (0.39 – 0.2) 0. 1 ( 0 - < 0 . 2 )
Par ailleurs, ces auteurs retiennent les classes précédemment définies pour l’évolution
de l’extension (Tableau 19) et ne proposent pas d’agrégation de cette métrique avec les
précédentes.
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Tableau 19 : Classements des masses d’eau pour le paramètre « Extension » (Carletti et
Heiskanen Ed., 2009).
Pays
Paramètre
Très bon
Bon
Moyen
UK, NL,
Evolution de
Perte
Perte
DE, IE
l’extension
0-10 %
11-30 %
Perte
31-50 %
Etat
Très bon
EQR
Bon
Moyen
Médiocre
Perte
51-70 %
Médiocre
Mauvais
Perte
> 70 %
Mauvais
0.9 (1.0 – 0.8) 0.7 (0.79 – 0.6) 0.5 (0.59 – 0.4) 0.3 (0.39 – 0.2) 0.1 ( 0- <0.2)
Les auteurs précisent, en conclusion, que la question de la combinaison des 3
métriques reste posée pour aboutir à un EQR final ; ils ne statuent pas sur le poids
respectif des EQR calculés à partir des différentes métriques.
En première approche et dans l’attente d’un consensus au niveau européen, les experts
français considèrent que la démarche la plus judicieuse consiste à effectuer une
moyenne des trois EQR obtenus pour estimer la qualité écologique de la masse d'eau.
Le statut écologique correspond aux valeurs indiquées dans le tableau 20.
Tableau 20 : Proposition de grille pour l’élément de qualité « angiospermes »
Statut
écologique
EQR
« angiospermes »
Très bon état
0,8–1,0
Bon état
0,6–0,79
Etat moyen
0,4–0,59
Etat médiocre
0,2–0,39
Mauvais état
0,0–0,19
Dans le cas où une des métriques est impossible à renseigner, Foden et Brazier (2007)
proposent d'utiliser les deux métriques restantes. C’est également la position des
experts français.
Dans un certain nombre de cas, l’absence de séries de données anciennes oblige à
recourir à l’avis d’expert.
Dans les chapitres suivants, les masses d’eau françaises suivies au titre du contrôle de
surveillance DCE ont été évaluées selon la méthode française pour l’indicateur
angiosperme. Par ailleurs, pour les trois métriques, la grille britannique a été appliquée
au jeu de données français de façon à comparer les résultats issus des deux méthodes
de classement.
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